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Submitted on 3 May 2019

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Etude de faisabilité de la micro-méthanisation parco-digestion à l’échelle des quartiers

Jean-Romain Bautista Angeli

To cite this version:Jean-Romain Bautista Angeli. Etude de faisabilité de la micro-méthanisation par co-digestion àl’échelle des quartiers. Génie des procédés. Ecole nationale supérieure Mines-Télécom Atlantique,2019. Français. �NNT : 2019IMTA0133�. �tel-02118401�

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THESE DE DOCTORAT DE

L’ÉCOLE NATIONALE SUPERIEURE MINES-TELECOM ATLANTIQUE

BRETAGNE PAYS DE LA LOIRE - IMT ATLANTIQUE

COMUE UNIVERSITE BRETAGNE LOIRE

ECOLE DOCTORALE N° 602

Sciences pour l'Ingénieur

Spécialité : « Génie des Procédés et des Bioprocédés »

Par

« Jean-Romain BAUTISTA ANGELI »

« Etude de faisabilité de la micro-méthanisation par co-digestion

à l’échelle des quartiers »

Thèse présentée et soutenue à IMT Atlantique, le 5 mars 2019

Unité de recherche : GEPEA UMR CNRS 6144

Thèse N° : 2019IMTA0133

Rapporteurs :

Rémy GOURDON Professeur INSA Lyon Abdellatif BARAKAT Chargé de Recherche, HDR, INRA Montpellier

Composition du Jury :

Président : Anne TREMIER Directrice de Recherche IRSTEA Rennes Examinateurs : Rémy GOURDON Professeur INSA Lyon

Abdellatif BARAKAT Chargé de Recherche, HDR, INRA Montpellier Agnès MONTILLET Professeur Université de Nantes

Dir. de thèse : Yves ANDRES Professeur IMT Atlantique Co-en. de thèse : Abdelkader LAKEL Ingénieur de Recherche CSTB

Invité(s) Thomas Le FLOC’H Ingénieur d’étude CSTB

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« Pour accomplir une tâche impossible, on la débite en petits bouts de tâches simplement très

difficiles, qu'on divise ensuite en tâches horriblement pénibles, qu'on segmente à leur tour en

travaux délicats et ainsi de suite... » Terry Pratchett

« Quand vous choisissez l’espoir, tout est possible. » Christopher Reeve

« L’histoire enseigne aux hommes la difficulté des grandes tâches et la

lenteur des accomplissements, mais elle justifie l’invincible espoir. » Jean Jaurès

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Remerciement

L’écriture de ces quelques lignes à la fin d’une thèse, est l’un de ces moments que, je pense, l’on

chérit en tant que doctorant. C’est en effet, les quelques lignes, que l’on a pleinement pour soi. Ce

moment où l’on peut remercier et consacrer une pensée, à toutes les personnes qui nous ont aidé à

en arriver là. Celles qui ont fait de cette expérience de thèse ce qu’elle est.

Ainsi et en tout premier lieu, je souhaiterai remercier les membres de mon jury.

En tant que rapporteurs, le Pr. Rémy Gourdon de l’INSA de Lyon et le Dr Abdelatif Barakat

directeur de recherche à l’INRA Montpellier ; qui m’ont tous les deux, fait l’honneur de

s’intéresser à mon travail et de prendre de leurs temps pour le relire et le juger.

En tant qu’examinateur, la Pr Agnès Montillet du CRTT de Saint-Nazaire, pour avoir accepté de

rejoindre ce jury et de l’enrichir de son expérience et de ses connaissances.

Un remerciement tout particulier pour le Dr Anne Tremier, directrice de recherche à l’INRA de

Rennes, pour nos discussions et son soutient, en tant que membre de mon CSI et en tant

qu’examinatrice lors de ma soutenance.

Je souhaiterai ensuite, remercier mon directeur de thèse, le Pr. Yves Andres, principalement pour

sa patience, pour nos longues discussions mais surtout pour la confiance qu’il m’a accordée au

cours de ces trois années. Si cette thèse a été si enrichissante pour moi, je sais que, par beaucoup

d’aspects, il n’est pas étranger à cela.

Je remercie le Dr Abdelkader Lakel et Thomas Le Floc’h pour leurs encadrements. Merci de

m’avoir recruté et d’avoir cru en ma capacité à mener à bien cette thèse. Merci pour votre soutien

et pour nos discussions. Je sais que vous avez émis plusieurs fois le souhait, d’avoir plus de

temps à me consacrer ; pour ma part je souhaitais surtout vous remercier pour celui que vous avez

pu m’accorder.

Je voudrais également remercier, tout particulièrement, le Pr Bruno Lacarrière, du GEPEA,

Nantes, pour avoir fait partit de mon CSI, mais surtout pour son aide. Sa participation et sa

pédagogie m’ont ainsi permis de mener à bien le dernier chapitre de ma thèse.

Ce travail de thèse a été réalisé en partie au CSTB et à l’IMT de Nantes. Par conséquent, il y a

beaucoup de personnes que je souhaite remercier pour leurs aide et leurs présence.

Je souhaite ainsi remercier mes compagnons d’aventure, que sont les doctorants et post-

doctorants de ces deux sites. Un grand merci donc à Jenny, Vanessa, Ana-Maria, Henrietta Lucie,

Sylvestre, Alexandre et Rachid. Sachez que je suis très content de vous avoir rencontré et d’avoir

partagé tant de rires, de discussions et d’aventures avec vous. Chacun d’entre vous mériterait une

mention spéciale, mais je n’ai malheureusement pas assez de place pour cela. Alors pour Prague,

pour nos soirées, pour nos restos, nos délires, les larmes des aurevoirs, MERCI. Prenez bien soin

de vous !

Ah et pour toi Sylvestre, un remerciement supplémentaire s’impose pour m’avoir supporté et

pour avoir accepté ma présence dans la construction de ton travail de thèse. J’espère avoir pu

4

t’aider ; sache que j’ai pris beaucoup de plaisir à suivre tes travaux, à y participer et à t’aiguiller

parfois dans tes réflexions. A ce titre, un grand merci également à Alejandro pour ton aide sur la

synthèse des retours d’expérience. Bon courage à vous pour la suite !

Je n’oublie, bien entendu, pas le support de tous les autres. Toutes les équipes du CSTB et de

l’IMT dont la présence et leurs appuis sur le terrain m’ont permis d’avancer. Merci. A ce titre,

Éric, Katell, Julie, Marina et Anthony, je voudrais profondément vous remercier pour votre

implication dans ma thèse. Vous avez su toujours être là pour m’accompagner au grès des

caprices de mon réacteur et de mes manips. Votre travail, vos discussions et vos conseils m’ont

été très précieux.

Une pensée également pour Romain, Audrey, Graham et les autres chercheurs accomplis qui

m’ont accordé de leurs temps. Vos échanges ont pour moi été un plus, très agréable.

Voilà, il me reste encore quelques lignes… et je sais que ce ne sera jamais assez pour ceux qui

restent à citer.

En quelques lignes, merci au Dr Thierry Ruiz et au Dr Stéphane Peyron pour leur confiance et

leur constance à me soutenir dans la voie de la Recherche. M’avoir accepté dans votre Master, il

y a de ça 5 ans, a changé tellement de choses dans ma vie.

Un grand Merci au Dr Graziella Midelet-Bourdin et au Dr Thomas Brauge, pour vos messages

tout au long de ma thèse. Chacun de vos mails ont suffis à me remotiver pour des semaines

entières ! J’espère vous revoir bientôt.

Et maintenant je voudrais que tous mes amis proches sachent que je pense très fort à eux. Même

si j’ai dû m’éloigner du Sud pour cette thèse, ils ont toujours été d’un soutien indéfectible. Alors

oui, vous aurez vos noms dans cette thèse et un espace juste pour vous, juste pour vous dire,

merci d’être là. Merci d’être là, Gamin, Johanne, Arii, Tuck, Seb, Marion, Jo et tous les autres !

Merci à ma famille tout d’abord les cousins, les cousines, les oncles et les tantes, ma grand-mère

et mon grand-père (qui ne pourras pas lire ces lignes mais à qui je pense en les écrivant) et qui se

sont toujours démenés pour nous voir quand on rentrait.

Merci maintenant à mes parents, pour toujours croire en moi, bien plus encore que je ne pourrai y

croire moi-même. Pour être là et ce malgré la distance et quelque que soit l’heure. Pour nos

milliers de discussions qui ont rythmées mes journées et parce que, simplement, derrière ces

lignes je veux en profiter pour vous dire que je vous aime fort.

Et enfin, ces dernières lignes, auxquelles je pense depuis le début de ma thèse…mes

remerciements pour toi, ma chérie. Car tu es, à chaque seconde de ma vie, à mes côtés et dans

mes pensées. Car je t’aime de tout mon cœur. Car tu me supportes malgré que je ne sois qu’un

enfant qui rêve de changer le monde… Car grâce à toi je crois toujours que c’est possible. Et

surtout, parce que je sais que toi, tu auras eu le courage de lire jusqu’à la dernière ligne, ces

remerciements interminables !

5

Ce travail de thèse a donné lieu à plusieurs productions scientifiques.

Articles dans des revues internationales avec comité de lecture répertoriées :

- Bautista Angeli J. R., Morales A., LeFloc’h T., Lakel A. and Andres Y. Anaerobic digestion and

integration at urban scale: feedback and comparative case study. Energy, Sustainability and

Society (2018) 8:29 https://doi.org/10.1186/s13705-018-0170-3

- Ahou Y.S., Bautista Angeli J. R., Awad S., Baba-Moussa L. and Andres Y. Lab-scale anaerobic

digestion of cassava peels: A first step of energy recovery from cassava waste and water

hyacinth. Soumission au journal: Biomass and Bioenergy

- Bautista Angeli J. R., A., LeFloc’h T., Lakel A. and Andres Y. Anaerobic digestion of urban wastes:

integration and benefits of small-scale system. En cours de redaction.

Communications dans des congrès internationaux avec comité de lecture répertoriées :

« Short presentation + poster »

- Bautista Angeli J. R., LeFloc’h T., Lakel A. and Andres Y Feasibility study of small anaerobic-co-

digestion at urban district level. International IWA conference on sustainable solutions for small

water and wastewater treatment systems (S2small2017), Nantes, 22-26 October 2017

« Oral Presentation »

- Bautista Angeli JR, Villot A, Lakel A, Le Floc’h T, Andres Y.Feasibility study of small anaerobic co-

digestion at urban district level. Waste’Eng 2018 2-5 July, Prague Czech Republic

Communications nationales sans comité de lecture répertoriées :

- Journée des doctorants du CSTB, le 04/10/2016 à Champs-sur-Marne.

- Journée des doctorants du GEPEA, le 14/10/2016 à Piriac sur Mer.

- Journée des doctorants du CSTB, le 25/01/2018 à Champs-sur-Marne, Format : « Ma

thèse en 180sec » + poster.

6

Sommaire :

o Figures et Tableaux : ........................................................................................................................... 10

o Abréviations : ...................................................................................................................................... 12

o Introduction générale ........................................................................................................................... 13

Chapitre 1 : Revue Bibliographique ....................................................................................................... 17

I / Historique de la méthanisation ................................................................................................................ 18

a) Les origines du procédé .................................................................................................................. 18

b) La centralisation de la méthanisation ............................................................................................ 19

c) Conception d’un éco quartier ......................................................................................................... 21

d) La méthanisation à l’échelle d’un éco quartier ............................................................................. 22

II / Définition des ressources ....................................................................................................................... 23

a) Nature des gisements ..................................................................................................................... 23

i) Les déchets verts (DV)............................................................................................................... 23

ii) La fraction organique des déchets ménagers (FODM) et déchets alimentaires (DA) ......... 24

iii) Les eaux usées et boues primaires (BP) ................................................................................... 26

b) Caractérisation des gisements ....................................................................................................... 28

i) Approche physique .................................................................................................................... 28

ii) Profil Chimique ......................................................................................................................... 29

iii) Fraction Biochimique ................................................................................................................ 30

III / Principe de la méthanisation................................................................................................................. 33

a) La « niche méthanogène » ............................................................................................................. 33

b) Les voies métaboliques................................................................................................................... 34

i) L’Hydrolyse ............................................................................................................................... 37

ii) L’Acidogenèse ............................................................................................................................ 38

iii) L’Acétogenèse ............................................................................................................................ 39

iv) La Méthanogenèse ..................................................................................................................... 40

v) Test du Potentiel Méthane (BMP) ............................................................................................ 42

IV /Conduite de la méthanisation : ............................................................................................................. 42

a) Facteurs d’influence........................................................................................................................ 42

i) L’enthalpie libre (ΔG°) ............................................................................................................. 43

ii) Le potentiel d’oxydo-réduction (Eh) ........................................................................................ 43

7

iii) La température .......................................................................................................................... 44

iv) Le pH .......................................................................................................................................... 45

b) Paramètres d’optimisation ............................................................................................................. 45

i) La réduction de la taille des particules .................................................................................... 45

ii) Le temps de rétention hydraulique et temps (TRH) .............................................................. 46

iii) Le rapport C/N .......................................................................................................................... 46

c) Facteurs d’inhibitions ..................................................................................................................... 47

i) L’ammoniaque ........................................................................................................................... 47

ii) Les acides gras volatils (AGV) .................................................................................................. 48

iii) Le sulfate .................................................................................................................................... 49

iv) Les cations métalliques ............................................................................................................. 49

v) Les métaux lourds ..................................................................................................................... 50

V / Les Prétraitements ................................................................................................................................. 53

a) Prétraitements physiques .............................................................................................................. 53

i) La concentration ou l’épaississement ...................................................................................... 53

ii) Le broyage .................................................................................................................................. 53

iii) L’application de force de pression ........................................................................................... 53

iv) L’utilisation d’ultrasons ............................................................................................................ 54

v) Les procédés thermiques ........................................................................................................... 54

b) Prétraitements chimiques et biologiques ...................................................................................... 54

i) Les procédés alcalins ................................................................................................................. 54

ii) L’ozonation ................................................................................................................................ 55

iii) L’hydrolyse enzymatique .......................................................................................................... 55

VI / Fonctionnement d’un réacteur ............................................................................................................. 58

a) Températures de fonctionnement ................................................................................................. 58

b) Co-digestion .................................................................................................................................... 61

c) Digestion par voie humide/voie sèche .......................................................................................... 63

d) Régime d’utilisation ........................................................................................................................ 66

VII / Typologie des réacteurs (voie humide) ............................................................................................... 66

a) Caractéristiques des réacteurs ....................................................................................................... 67

b) Réacteurs à cuve agitée et flux continu ......................................................................................... 68

VIII / Production de biogaz ......................................................................................................................... 69

a) Valorisation du biogaz .................................................................................................................... 69

8

b) Posttraitement ................................................................................................................................ 70

IX / Valorisation du digestat........................................................................................................................ 73

X / Contexte réglementaire .......................................................................................................................... 75

o Conclusion ........................................................................................................................................... 78

Chapitre 2 : Retours d’Expérience ......................................................................................................... 79

I / Contexte .................................................................................................................................................. 80

II / Méthodes ............................................................................................................................................... 81

III / Résultats ............................................................................................................................................... 83

a) Projets Internationaux .................................................................................................................... 83

i) Projet 1 : Flintenbreite ............................................................................................................ 104

ii) Projet 2 : EVA-Lanxmeer ....................................................................................................... 105

iii) Projet 3 : BO01 / Fullriggaren ............................................................................................... 107

b) Profils des gisements de déchets urbains .................................................................................... 109

IV / Discussion ....................................................................................................................................... 114

a) Sélection des déchets ................................................................................................................... 114

b) Collecte des gisements ................................................................................................................. 116

c) Stockages et prétraitements ........................................................................................................ 118

d) Procédé de méthanisation ........................................................................................................... 120

e) Posttraitement, récupération des nutriments............................................................................. 123

f) Conception intégrée au quartier .................................................................................................. 125

V / Conclusions ......................................................................................................................................... 127

Notes ................................................................................................................................................. 128

Chapitre 3 : Analyses Expérimentales .................................................................................................. 131

I / Introduction ........................................................................................................................................... 132

II / Méthodes ............................................................................................................................................. 132

a) Collecte des gisements de déchets .............................................................................................. 132

b) Méthodes de caractérisation des substrats ................................................................................. 134

i) Analyses physico-chimiques ................................................................................................... 134

ii) Analyses élémentaires ............................................................................................................. 134

iii) Analyses par Thermogravimétrie .......................................................................................... 134

c) Analyses préliminaires en batch sur des réacteurs de 500ml ..................................................... 134

d) Expérimentations en réacteur semi-continu ............................................................................... 136

III / Résultats et Discussions ..................................................................................................................... 138

9

a) Caractérisation des ressources organiques disponibles .............................................................. 138

i) Profils physico-chimiques ....................................................................................................... 138

ii) Analyse par Thermogravimétrie ............................................................................................ 142

iii) Ensilage des Déchets Verts ..................................................................................................... 143

b) Expérience préliminaire, conditions non renouvelées Flacon 500 ml ........................................ 146

i) Mono-Digestion et Co-Digestion, à 37°C ............................................................................... 146

ii) Co-Digestion avec ajout de substrats secondaires ................................................................ 151

c) Expérimentation sur réacteur ...................................................................................................... 156

i) Co-Digestion, semi-continue, à 37°C, charge organique faible. .......................................... 156

ii) Co-Digestion, semi-continue, à 37°C, charge organique moyenne. ..................................... 161

IV / Conclusions ........................................................................................................................................ 168

V / Perspectives ......................................................................................................................................... 169

Chapitre 4 : Intégration de la méthanisation ....................................................................................... 171

I / Introduction ........................................................................................................................................... 172

II / Méthodologies ..................................................................................................................................... 172

a) Simulation d’un « quartier standard » et des flux de déchets .................................................... 172

b) Système énergétique et variables ................................................................................................ 172

c) Bilans des consommations et des productions énergétiques ..................................................... 173

III / Résultats et Discussion ....................................................................................................................... 173

a) Simulation d’un « quartier standard » et des flux de déchets .................................................... 173

b) Système énergétique et variables ................................................................................................ 176

c) Bilans des consommations et des productions énergétiques ..................................................... 177

d) Limites du système ....................................................................................................................... 184

IV / Conclusion et Perspective .................................................................................................................. 186

Conclusions Générales ............................................................................................................................ 189

Perspectives Générales ............................................................................................................................ 191

o Références ......................................................................................................................................... 193

Annexes .................................................................................................................................................... 213

10

o Figures et Tableaux :

Figure 1: Modèle de préservation des ressources ........................................................................................ 15

Figure 2 : Plan de la thèse ........................................................................................................................... 16

Figure 3: Evolution de l’enthalpie libre en fonction de la pression partielle en hydrogène [134,135] ....... 34

Figure 4: Les principales voies métaboliques de la digestion anaérobie, d’après [135–139] ..................... 35

Figure 5: Principales voies métaboliques se produisant lors de la phase d’acidogenèse, d’après [146]. .... 39

Figure 6: Potentiel rédox des demi-couples impliqués dans les réactions biochimiques [135] .................. 44

Figure 7: Voies métaboliques de conversion de l’azote, adapté depuis [191]............................................. 48

Figure 8: Thermodynamique des réactions, d’après [205] .......................................................................... 49

Figure 9: Typologie des réacteurs pour la digestion anaérobie, d’après [139] ............................................ 67

Figure 10: Réacteur type CSTR, d’après [139] ........................................................................................... 69

Figure 11: Voies de valorisation du digestat issue de la méthanisation [296]............................................. 74

Figure 12: Schéma du système WTE sur Flintenbreite ............................................................................. 105

Figure 13: Schéma du système WTE sur Eva-Lanxmeer .......................................................................... 107

Figure 14: Schéma du système WTE sur Bo01 et Fullriggaren ................................................................ 109

Figure 15: Prétraitements des déchets urbains collectés ........................................................................... 133

Figure 16: Schéma de réalisation des analyses préliminaires, d’après les travaux de [127] ..................... 136

Figure 17: Schéma du réacteur, CSTR (Deltalab) ..................................................................................... 138

Figure 18 Suivi des déchets verts lors de l’ensilage .................................................................................. 144

Figure 19: Production de méthane à 37°C, en flacon de 500mL, Batch ................................................... 147

Figure 20: Composition du biogaz produit à 37°C par MIX 1 .................................................................. 147

Figure 21: Production de méthane à 37°C par ajout de substrats secondaires, en flacon de 500mL, Batch

................................................................................................................................................................... 152

Figure 22: Composition du biogaz produit à 37°C par MIX1 et MixServ.1 ............................................. 152

Figure 23: Production de biogaz en fonction du temps, Co-digestion à faible charge organique, Temps de

séjour de 30 jours ...................................................................................................................................... 157

Figure 24: Composition du biogaz produit par Co-digestion à faible charge organique, Temps de séjour de

30 jours ...................................................................................................................................................... 157

Figure 25: Production de biogaz en fonction du temps, Co-digestion à charge organique moyenne, Temps

de séjour variable....................................................................................................................................... 162

Figure 26: Composition du biogaz produit par Co-digestion à charge organique moyenne, Temps de séjour

compris entre 30 et 35j .............................................................................................................................. 162

Figure 27: Ensemble du système étudié et de ses variables massiques ..................................................... 176

Figure 28: Ensemble du système étudié et de ses variables énergétiques ................................................. 176

Figure 29: Production d’énergie en MJ/an pour une CO de 0,5kg MV/m3/jour ....................................... 181

Figure 30 : Production d’énergie en MJ/an pour une CO de 1kg MV/m3/jour ......................................... 182

Figure 31: Bilans énergétiques en MJ/an pour une CO de 0,5 et 1 kg MV/m3/jour .................................. 182

11

Tableau 1: Composition moyenne de la FODM et des DA ......................................................................... 25

Tableau 2: Exemples d’études portant sur la méthanisation des boues, primaires et secondaires .............. 27

Tableau 3: Caractéristiques de gisements de déchets urbains ..................................................................... 28

Tableau 4: Mesures de la DCO sur des gisements de déchets urbains ........................................................ 29

Tableau 5: Profils biochimiques des principaux gisements de déchets urbains .......................................... 32

Tableau 6: Fractions biochimiques moyennes, les différents gisements urbains ........................................ 32

Tableau 7: Fractions en composés peu dégradables, moyennes pour des gisements urbains ..................... 33

Tableau 8: Equations et enthalpies libres des réactions de dégradation anaérobie de l’éthanol, du

propionate et du butyrate [169] ................................................................................................................... 43

Tableau 9: Principaux facteurs d’optimisation et d’inhibition de la méthanisation .................................... 51

Tableau 10: Principaux procédés de prétraitement appliqués à la méthanisation ....................................... 56

Tableau 11: Impact des différents régimes de température sur la méthanisation ........................................ 60

Tableau 12: Alimentation de réacteur par co-digestion............................................................................... 62

Tableau 13: Avantages et inconvénients de la méthanisation par voie sèche et voie humide ..................... 65

Tableau 14 : Comparaison et caractéristiques des réacteurs ....................................................................... 68

Tableau 15: Principaux composés identifiés dans le biogaz issu de la méthanisation [1]........................... 71

Tableau 16: Posttraitements majoritairement employés pour l’épuration du biogaz issu de la méthanisation

[295,296] ..................................................................................................................................................... 72

Tableau 17: Aperçu des projets étudiés ....................................................................................................... 98

Tableau 18: Eléments opérationnels des unités de valorisation ................................................................ 100

Tableau 19: Caractérisation des gisements identifiés à l’échelle urbaine ................................................. 110

Tableau 20: Conditions opératoires de mono et co-digestions urbaines ................................................... 122

Tableau 21: Synthèse des expérimentations réalisées ............................................................................... 133

Tableau 22: Conditions opératoires du réacteur ........................................................................................ 137

Tableau 23: Analyses physico-chimiques des gisements .......................................................................... 139

Tableau 24 : Fractions difficilement dégradables des déchets urbains...................................................... 142

Tableau 25: Vitesse apparentes obtenues en mono et co-digestion ........................................................... 148

Tableau 26: Caractérisations après expérimentation à 37°C ..................................................................... 149

Tableau 27: Valeurs de C/N mesurées pour chaque substrat testé ............................................................ 151

Tableau 28: Vitesse apparentes obtenues en mono et co-digestion ........................................................... 153

Tableau 29: Caractérisations après expérimentation par ajout de substrats secondaires, à 37°C .............. 154

Tableau 30 : Caractérisation du MIX et des digestats ............................................................................... 158

Tableau 31: Caractérisation des Cycles d’alimentation ............................................................................ 158

Tableau 32 : Caractérisation du MIX et des digestats ............................................................................... 163

Tableau 33: Caractérisation des Cycles d’alimentation ............................................................................ 163

Tableau 34: Valeurs de mixes urbains ....................................................................................................... 165

Tableau 35: Caractéristiques des flux de déchets ...................................................................................... 174

Tableau 36: Caractéristiques théoriques du réacteur ................................................................................. 174

Tableau 37: Flux de déchets consommés par le système .......................................................................... 175

Tableau 38: Procédés admis pour le système étudié ................................................................................. 177

Tableau 39: Détermination de la production énergétique ......................................................................... 178

Tableau 40: Consommation énergétique des ménages .............................................................................. 183

12

o Abréviations :

ACV : Analyse du Cycle de Vie

ADEME : Agence De l'Environnement et de la Maîtrise de l'Energie

AF : Filtre Anaérobie

AGV : Acide Gras Volatil

ATG : Analyse Thermo-Gravimétrique

BA : Boue Activée

BP : Boue Primaire

BSR : Bactéries Sulfito-Réductrice

CHP : Combined Heat Power

CO : Charge Organique

CSTR: Continuously Stirred Tank Reactor

CTC : Community Toilet Complexes

DA : Déchet Alimentaire

DBO5 : Demande Biologique en Oxygène en 5 jours

DCO : Demande Chimique en Oxygène

DCOs : Demande Chimique en Oxygène, soluble

DCT : Déchets de Cuisine et de Table

DDecPP : Directions Départementales en charge de la Protection des Populations

DESAR : Concept d’Assainissement Décentralisé et de Réutilisation

DIET : Transfert direct d’électron entre les espèces

DSC : Differential Scanning Calorimetry

DV : Déchet Vert

EGSB : Réacteur à lit granulaire turbulé

FODM : Fraction Organique des Déchets Ménagers

HACCP : Hazard Analysis Crititcal Control Point

MBR: Bioréacteurs à membranes

MES : Matière En Suspension

MM : Matière Minérale

MO : Matière Organique

MS : Matière Sèche

MSS : Matière Sèche en Suspension

MT : Matière Totale (ou Brute)

MV : Matière Volatile

MVS : Matière Volatile en Suspension

OHPA : Obligate Hygrogen Producing Acetogens

SBR : Sequencing Batch Reactor

SPAn : Sous-Produits Animaux

STEP : STation d’Epuration des eaux usées

TAN : Total Ammonia Nitrogen

TRH : Temps de Rétention Hydraulique

TRS : Temps de Rétention des Solides

USAB: Upflow Anaerobic Sludge Blanket

WTE : Waste-To-Energy

ZRV : Zone de Rejet Végétalisée

13

o Introduction générale

Notre société évolue constamment et se positionne vis-à-vis du monde qui l’entoure. Cette

évolution apporte avec elle, des réflexions notamment sur le rapport entre notre société et les

ressources naturelles de la planète. Ainsi, on constate que notre société s’implique et s’interroge

sur nos impacts environnementaux, sur notre consommation énergétique et sur les questions de

devenir des déchets que nous générons. Elle se questionne également sur un avenir énergétique à

adopter. On entrevoit ainsi dans plusieurs pays, une sortie progressive de l’ère des énergies

fossiles, pour se réorganiser autour d’énergies provenant de sources locales et renouvelables.

Pour cette raison, il nous semble pertinent de concevoir une évolution possible de la

méthanisation, non pas par une augmentation d’échelle allant vers des méthaniseurs plus

imposants mais par une micro méthanisation. A savoir, des unités localisées, capables d’accepter

un ensemble de déchets et pouvant être installées au cœur d’espaces urbains.

Symbole de nouveaux espaces urbains, les éco constructions voient petit à petit le jour dans

plusieurs capitales et grandes villes à travers le monde. Construites sur la base d’une prise en

compte accrue de l’environnement, leurs modèles proposent une gestion durable des ressources et

offrent une mixité sociale favorable à un dynamisme local tant écologique, qu’économique. Ces

approches incluent de plus, le développement de nouvelles zones urbaines, tout autant que la

réhabilitation d’anciennes zones industrielles ou résidentielles, tombées en désuétude. Entre

raccordement au système traditionnel ou installation de procédés alternatifs, la question de la

valorisation des déchets générés par ses nouveaux lieux de vie, demeure toutefois.

En ce sens, un modèle intégré de préservation des ressources à l’échelle urbaine est proposé en

Figure 1. La matière organique trouve alors son origine, auprès des habitations du quartier

(déchets alimentaires, déchets verts…) ou via la présence d’une station d’épuration locale. La

matière organique produite est toutefois assujettie à la saisonnalité, cette irrégularité de

fréquence(quantité) et de qualité, va alors nécessiter des prétraitements et son stockage.

L’objectif d’un tel modèle est la production délocalisée d’énergie par une valorisation durable de

la ressource en déchet organique, impliquant une pluridisciplinarité de techniques à adapter à

chaque étape. Ainsi le compostage et la méthanisation sont autant de moyens de traiter cette

biomasse tout en permettant la production de composés d’intérêts. Afin de s’assurer de la

faisabilité d’un tel modèle et de son intégration dans un véritable quartier, plusieurs

connaissances restent toutefois à établir.

14

La rédaction de cette thèse a ainsi eu pour objectif d’apporter des éléments de réponse quant à la

question de la faisabilité de la micro-méthanisation à l’échelle urbaine. Pour cela, suite à un

premier chapitre bibliographique, trois axes de réflexion ont été identifiés, puis développés :

i) Comment est utilisée à l’heure actuelle la méthanisation urbaine et quels sont les

verrous déjà identifiés ?

ii) Quels sont les procédés à employer, pour un processus de méthanisation stable à

l’échelle urbaine et quels sont les paramètres conditionnant ces procédés ?

iii) Quels sont les bénéfices de la méthanisation intégrée dans un quartier, en termes de

traitement des déchets et de valorisation énergétique ?

La Figure 2 correspond au plan de la thèse, c’est une représentation schématique de la

méthodologie appliquée pour répondre à ces interrogations. Ainsi, afin d’étudier les verrous à

l’intégration du procédé, il a été réalisé une analyse et une synthèse des retours d’expérience issus

de villes porteuses de projets de méthanisation urbaine. Suite à cette première démarche, une

approche expérimentale a été menée dans le but d’obtenir un processus de méthanisation des

déchets urbains, stable à l’échelle laboratoire. Afin de déterminer les bénéfices de la

méthanisation intégrée à l’échelle urbaine, les résultats obtenus dans les Chapitres précédents, ont

enfin, servi de données d’entrée pour l’établissement d’un modèle de valorisation des déchets

dans un quartier. L’ensemble de ces données est repris dans la partie Conclusions et Perspectives.

Le but étant de définir pour la question « Est-il possible de réaliser une micro-méthanisation

intégrée à l’échelle d’un quartier ? », les avancées permises par ces travaux de thèse et les

connaissances qui restent à développer.

15

Figure 1: Modèle de préservation des ressources

16

Figure 2 : Plan de la thèse

17

Chapitre 1 :

Revue Bibliographique

La digestion anaérobie

18

I / Historique de la méthanisation

a) Les origines du procédé

La méthanisation est un processus biologique, qui est réalisé naturellement, dans les marais et les

intestins des animaux et des insectes. C’est une transformation, qui se réalise en absence

d’oxygène et qui convertit la matière organique en méthane et gaz carbonique, par l’intermédiaire

d’un consortium microbien [1].

Les premières recherches menant à l’identification du méthane, sont associées à Volta, en 1776.

Il identifie le méthane comme étant un gaz à fort potentiel combustible et donc valorisable sous

forme d’énergie. Des applications exploitant la digestion anaérobie, apparaissent par la suite en

France, en 1881, avec le procédé Mouras, où une chambre hermétique permettait le traitement

des eaux domestiques [2]. Le même procédé sera appliqué en fosse septique, quatre années plus

tard en Angleterre. Bombay, en Inde, verra, en 1897, l’installation du premier procédé de

méthanisation collectant des excréments humains afin de fournir de l’électricité aux lampadaires

de la ville [3].

En 1940, les premières installations de méthanisation se développent en Europe, elles

s’implantent dans les fermes, afin de fournir de l’énergie à partir des déchets agricoles et des

lisiers produits par l’élevage. Elles alimentent ainsi en électricité ces petites exploitations, tout en

permettant de traiter une partie de la matière polluante générée. Toutefois, la montée de la

pétrochimie et l’utilisation des énergies fossiles, freinent considérablement le développement de

ce type de valorisation. Dans les années 70, la première crise pétrolière, relance l’intérêt pour

cette solution alternative aux énergies fossiles et de plus en plus de méthaniseurs sont construits

dans les fermes et les campagnes. La situation financière en Chine, au Népal et en Inde,

entrainant un impact moins fort du cours du pétrole sur les projets de méthanisation, de nombreux

programmes de recherche leurs sont dédiés [4]. La forte activité rurale et agraire présente dans

ces pays, favorise alors ce mode de valorisation locale [5]. En Europe, l’essor de la digestion

anaérobie va être concentré sur le Danemark, la Suisse et l’Allemagne. Cette dernière va compter

plus de 1500 unités de méthanisation installées en moins de 30 ans [6].

19

b) La centralisation de la méthanisation

Petit à petit l’installation de méthaniseur a évolué et ne s’est plus faite uniquement dans les

fermes. Les unités de traitement sont alors devenues plus imposantes afin de pouvoir recevoir

davantage d’effluents et de déchets d’origine variée. Le procédé s’est, de plus, centralisé [7].

Cette conception de la méthanisation a été particulièrement développée au Danemark et

correspond à la mise en commun des matières fermentescibles, afin de réaliser une co-

alimentation. Cela, afin d’aboutir à une optimisation du procédé par production de plus grandes

quantités de biogaz. Les déchets sont, notamment issus, d’exploitations agricoles, industrielles et

pharmaceutiques. Le procédé a depuis, dépassé les frontières du Danemark et se retrouve

appliqué dans de nombreux autres pays tels que, la France, l’Espagne, la Belgique ou la Grèce

[8,9].

L’évolution des procédés de méthanisation a également abouti au rapprochement entre les

installations de digestion anaérobie et les villes, du fait de leurs importants gisements de déchet.

Ainsi ont vu le jour en Europe, des centrales de méthanisation tels qu’à Stockholm, Kristianstad,

Londres, Barcelone, Cadix, Lille, ou Montpellier.

Tous ces centres de méthanisations ont pour point commun de recueillir une partie des déchets de

grandes métropoles, afin d’alimenter une portion de la ville en énergie ou en carburant.

A Montpellier, les déchets organiques domestiques alimentent le quartier limitrophe en électricité

[10]. A Lille, ces mêmes déchets sont combinés aux déchets verts afin de fournir du gaz

directement injecté dans le réseau de la ville [11]. De telles unités traitent ainsi les déchets de

milliers d’habitant en co-digestion, comprenant déchets ménagers et eaux usées parfois en

addition de déchets industriels ou agricoles. Malheureusement, ces sites ne sont pas exempts de

défauts et certaines de ces installations se sont soldées par des incidents et des accidents ayant

menés jusqu’à la fermeture des sites, comme à Cadix [12]. Pour conséquence, de nouveaux

projets de méthanisation ont ainsi été abandonnés face aux réticences et protestations des

habitants. Pour le seul exemple de la France, on peut noter ; en 2012, l’abandon du projet de

méthanisation des ordures ménagères dans le Roannais ; en 2013, celui de Romainville ; en 2014,

à Honfleur, l’abandon d’un projet traitant le lisier local ou encore ; en 2015, le projet d’Anthon

pour la construction d’une unité de méthanisation des déchets agricoles et industriels. Malgré ces

échecs, le nombre d’unité de méthanisation implantée, n’a cessé d’augmenter d’année en année,

pour atteindre, en France, le nombre de 403 unités de méthanisation, tout type confondu en 2016

[13]. De nos jours la méthanisation est utilisée afin de remplir plusieurs objectifs : (i) pour

diminuer des volumes de déchet en consommant en moyenne 50% de la matière sèche d’un

substrat, (ii) pour réduire la charge polluante d’un effluant que ce soit, comme procédé à part

entière ou couplé à une STEP [14]. Il est à noter que la méthanisation est et reste une technique

pionnière dans la production d’énergie durable, servant à valoriser la matière organique issue de

déchets ou d’effluents pour fournir de l’électricité, du chauffage, du gaz de ville ou même du

carburant [15]. Pour cette raison, elle fait partie des solutions d’avenir, inscrites dans les objectifs

de transition énergétique de nombreux pays.

20

En Europe, le programme Objectif Europe 2020 est un engagement des pays, qui concerne

notamment l’environnement et les nouvelles énergies. En Allemagne, le pays fixe ainsi à 20%,

pour l’horizon 2020, sa part d’utilisation d’énergie provenant de source renouvelable, notamment

par l’utilisation de la méthanisation. Pour ce faire, 30 à 50% des nouvelles installations de

traitement biologique, installées en Allemagne sont des unités de méthanisation [7,16]. Pour le

Danemark, l’objectif est de remplacer pour 2030, 15 à 20% de son gaz naturel par du biogaz,

pour cela, le pays augmente d’années en années sa capacité de traitement. La Suède, elle

souhaite, à l’horizon 2020, que son utilisation d’énergie renouvelable représente 49% de son

bilan énergétique total. En 2012, la part d’énergie renouvelable représentait alors 37.3% de la

consommation en énergie de la Suède. Les pays en développement, tels que la Lituanie, la

Roumanie et la Slovénie sont déjà proches de ces 20% et mettent en place des politiques visant à

augmenter encore la proportion d’énergie produite par des sources renouvelables [17]. Pour la

France, l’ADEME prévoit que le gaz renouvelable issu de la méthanisation représentera plus de

50 % du mix gaz du réseau en 2030 [18]. La modification du mix énergétique est alors la source

d’un nouveau dynamisme pour les filières de ces secteurs. Elle entraine ainsi des modifications

propices à une transformation du système économique.

Les grandes résolutions énergétiques internationales, sont ainsi les moteurs de lois et de réformes

nationales. En France, on peut noter le Grenelle de l’environnement II avec la « loi biodéchets »

et la loi n° 2015-992 du 17 août 2015, relative à la transition énergétique pour la croissance verte.

La première, en plus, de donner une définition réglementaire aux biodéchets, rend obligatoire

leurs tris pour des producteurs dépassant, en janvier 2016, les 10 tonnes/an. A celle-ci s’ajoute la

circulaire du 10 Janvier 2012, qui détermine notamment des règles quant aux dispositions à

prendre pour leurs valorisations [19]. Ainsi, de nombreuses entreprises (notamment agro-

alimentaire) mais également des grandes surfaces et des restaurateurs se positionnent sur la

question de la gestion de leurs déchets et sur l’emploi de la méthanisation. L’application de la loi

relative à la transition énergétique, à travers ses décrets et arrêtés, permet aujourd’hui de donner

un contexte favorable à l’intégration de la méthanisation dans les espaces urbains. En effet, cette

dernière apporte de nombreuses modifications et dresse le cadre d’une nouvelle forme

d’urbanisme. A la demande des collectivités, des standards de construction peuvent ainsi être

imposés pour définir des zones à circulation restreintes ou des espaces verts [20]. Les véhicules

propres sont aussi valorisés avec l’obligation, de pré-équiper les nouvelles constructions pour

permettre l’installation de borne de recharge. La loi française prévoit également d’ici 2025, le tri

à la source des biodéchets générés par les ménages et favorise leur élimination, au plus proche de

leurs lieux de production. Enfin, elle appelle explicitement les villes sur des projets de « zéro

déchets, zéro gaspillage » ainsi qu’à investir dans les énergies renouvelables, à travers des

subventions pour l’innovation ou par la hausse du prix de rachat des énergies dites « vertes »

(fond de financement spécifique, pour par exemple, l’éolien et la méthanisation [21, 22, 23]).

Preuves de ces changements, apparaissent désormais des initiatives, telles que la ville de Paris

souhaitant élever son taux de recyclage des déchets à 50% (au lieu des 16% actuels) [24] ou son

expérimentation d’une troisième poubelle à dispositions des ménages pour la collecte des

biodéchets [25]. Les programmes d’accompagnement pour un compostage local et citoyen,

entrepris par Brest Métropole ou encore Lorient Agglomération, sont eux aussi, de parfaits

exemples des mouvements induits par ses résolutions internationales [26, 27].

21

L’application des lois pour la transition énergétique et économique des pays, tend ainsi à

impliquer une dimension « urbaine et sociale ». Progressivement, la conception des zones

urbaines est modifiée par une vision plus durable de l’avenir. Les solutions énergétiques sont

alors disposées au plus près des habitants et ces nouvelles résidences se veulent accessibles à

l’ensemble des classes sociales. Basés sur les trois piliers du développement durable que sont,

l’Economie, l’Environnement et le Social, les éco quartiers commencent alors à apparaitre [28].

c) Conception d’un éco quartier

La construction d’éco quartier offre des réponses locales, aux résolutions internationales en

termes d’environnement et de durabilité. Comme tout projet de développement durable, sa

conception s’inscrit dans un raisonnement, environnemental, social et économique [29]. Un éco

quartier a donc pour objectif d’offrir un projet d’habitation sûr et sain en concertation avec les

acteurs publics comme privés. Il doit contribuer à un dynamisme local, accueillir une diversité

sociale et ethnique et un élan économique à sa zone d’implantation [30–32]. Un éco quartier doit

de plus, proposer une gestion durable de ses ressources, comprenant des solutions innovantes et

tournées vers l’avenir. Ces projets concernent tout aussi bien la construction de nouveaux

quartiers (majoritaire dans les pays du Nord) que la rénovation de zones urbaines déjà existantes

[33].

Le quartier Vauban, à Freiburg, en Allemagne est ainsi un exemple d’éco quartier faisant

référence dans ce domaine. 41ha accueillent, près de 5 500 habitants, une densité de 134,9

habitants par hectare (à titre d’information Paris – La Sorbonne à une densité de 223,63 hab./ha

pour une surface similaire), comprenant un centre commercial, une école, 2 restaurants et 3

bars/cafés. Il fait toujours figure de modèle de développement depuis sa construction, débutée en

1993 et sera repris par de nombreux autres pays lors d’aménagements similaires [34].

La conception d’un éco quartier va généralement inclure plusieurs paramètres afin d’accéder aux

objectifs fixés :

Les éco quartiers sont des lieux d’habitations, ils sont néanmoins compacts afin de limiter les

distances entre les habitants et les pôles d’intérêt économiques et culturels. Les habitations sont

étagées (2-3 étages) et la densité est étudiée pour respecter les concepts de « seuil de viabilité »,

l’espace non habité devant être suffisant pour permettre l’établissement d’interactions sociales

[35]. Ces espaces sont alors valorisés sous la forme d’espaces verts, intégrés à l’environnement

urbain.

L’aménagement d’un éco quartier implique la création d’emploi, de magasins et l’implantation

d’une économie de proximité. L’économie circulaire qui se met en place permet de créer une

connexion entre le producteur, le produit et le consommateur final, occasionnant un dynamisme

économique mais également un regain de confiance et de liens sociaux [36].

La gestion durable des ressources est au cœur des problématiques environnementales d’un éco

quartier. Les espaces verts, en plus de leurs rôles sociologiques et environnementaux

22

(écosystème, pollution), permettent ainsi une valorisation énergétique lors des élagages [37].

L’aménagement de voies piétonnes et cyclables est également favorisé, entrainant la réduction

des gaz à effets de serre dû à l’utilisation de l’automobile, tout en renforçant les synergies de

proximité [38]. La diminution des consommations et la réutilisation des ressources, notamment

en eau pluviale, sont très étudiées, au même titre que les méthodes de traitements des eaux usées

[39]. L’échelle du quartier a également son importance dans le succès des démarches de gestion

durable. En effet la proximité sociale tend naturellement à encourager et récompenser les bonnes

initiatives et diminuer les comportements individualistes [38]. Ainsi ces habitants sont

généralement plus sensibilisés à la préservation des ressources et le tissu social établi, favorise

l’émergence d’actions citoyennes.

D’un point de vue énergétique, les éco quartiers sont généralement conçus avec des matériaux à

fort indice d’isolation et limitant ainsi les déperditions de chaleur. La hauteur des habitations et

des infrastructures est également étudiée, pour maximiser l’efficacité de panneaux solaires.

L’énergie ainsi produite, sera par la suite redistribuée aux habitations. Les déchets générés y sont,

dans la mesure du possible recyclés ou valorisés. L’utilisation de la méthanisation en zone

urbaine s’inscrit donc dans cette démarche de valorisation. Elle s’ancre également dans les

réflexions sociétales et politiques menées autour de l’avenir des filières énergétiques et des

modes de consommation qui y sont liés. Apparaissent ainsi des projets de méthanisation basés sur

des réhabilitations de quartier dans une volonté de gestion durable des ressources.

d) La méthanisation à l’échelle d’un éco quartier

Le début des années 2000 a vu la création des premiers éco quartier intégrant la micro-

méthanisation comme traitement de leurs déchets. Deux des plus notables sont Hammarby

Sjöstad à Stockholm et Bo01, à Malmö, tous deux situés en Suède. Le premier, débuté en 1990,

est une ancienne zone industrielle réhabilitée désormais en un quartier servant de référence pour

l’application de solutions durables dans un environnement urbain [40]. Construit en 2000, le

quartier Bo01 a, lui, été réalisé dans le cadre d’une exposition qui lui donna son nom et ayant

pour thème les villes de demain et leurs liens avec leurs ressources [41]. Le site était une zone

portuaire, d’anciens quais, entièrement reconstruits et développés sur un modèle de gestion

durable. Il aboutit 10 ans après à la création d’un éco quartier, mondialement connu. La

méthanisation est réalisée à l’extérieur du quartier, sans prétraitement et malgré des débuts

difficiles dû à une qualité du substrat faible, le quartier présente désormais des résultats très

encourageants [42]. Depuis, plusieurs autres projets ont suivi au fil des années, on notera entre

autres le quartier Flintenbreite, à Lübeck en Allemagne, pouvant accueillir près de 400 personnes

ou Noorderhoek un lotissement de Sneek, construit en 2007, au Pays-Bas présentant tous deux ;

un méthaniseur intégré à l’espace urbain. Le choix d’un procédé de méthanisation, le

fonctionnement, le succès ou l’abandon de ces projets sont alors de précieuses sources

d’information quant aux limites et aux recommandations concernant la méthanisation urbaine. La

compréhension de leurs contextes d’implantation offre également une meilleure appréciation des

facteurs économiques, politiques ou sociaux, impactant in fine leurs intégrations.

23

La complexité du choix d’un procédé de gestion des déchets est notamment illustrée par la

possibilité pour une ville d’opter pour un système de réseaux de petites unités de compostage ou

l’implantation d’une importante unité de méthanisation. Les travaux de Wulf et de son équipe

[43] ainsi que ceux de Kampelmann [44] présentent cet exemple où les vertus économiques,

environnementales et sociales de chacune des voies de valorisation, y sont comparées. Il est alors

mis en avant les conséquences sociales positives (cohésion, participation, éducation…) du

compostage au détriment de la méthanisation. Pour autant la méthanisation y apparait

avantageuse sous un plan économique et environnemental avec de véritables dynamiques, basées

sur une économie circulaire. Les travaux de Pan et al., présentent également une synthèse des

différentes barrières à l’établissement d’un procédé de valorisation dans un modèle d’économie

circulaire [45]. Ils mènent à identifier les aspects technologiques, financiers, institutionnels et

réglementaires comme les principaux obstacles à l’intégration de ce type de procédé.

II / Définition des ressources

L’un des principaux facteurs limitant la méthanisation à l’échelle d’un quartier est la fluctuation

du gisement de la matière tant en quantité qu’en composition. Elle est due notamment aux

saisons, aux fréquences des collectes, aux nombres habitants et aux périodes d’occupations des

logements Si la fluctuation peut être moyennée dans le cadre d’importante installation comme à

l’échelle d’une ville ou d’une région, elle est une contrainte qui doit être traitée dans le cas de

plus petite installation. Chaque gisement est ainsi caractérisé par une quantité, une qualité et une

fréquence qui lui est propre. La détermination de ces trois éléments permet alors de juger de la

voie de valorisation la plus adaptée pour chaque déchet.

a) Nature des gisements

i) Les déchets verts (DV)

Ils comprennent entre autres, les tontes de gazon, l’ébranchage et la taille des haies, provennant

de parcs ou de jardins. Les quantités générées par cette catégorie de déchet sont estimées par

FranceAgrimer [46] et l’ADEME [47,48], à une moyenne de 0,18 kg/hab/j, variant en fonction de

l’urbanisation des zones ciblées. Cette valeur comprend le flux géré par les services publics, soit

la fraction comprise dans les déchets des ménages et les volumes pris en charge par les

déchèteries. Cette première va varier en fonction des pays, pour représenter entre 0,8% pour le

Portugal, 3,86% pour la France et 7,2% du poids total des déchets ménagers en Finlande [49].

Les déchets municipaux vont quant à eux représenter la majeure partie des DV, en volume, soit

environ 0,16 kg/hab./j (hors déchèterie) [50, 51]. Ces chiffres sont, toutefois, assujettis à la

saisonnalité et la quantité moyennée par jour n’est alors que peu représentative. Les déchets des

tontes sont par exemple, en France, concentrés sur 7 à 8 mois dans l’année. De plus même en

considérant des valeurs moyennes entre 65kg/hab/an et 68kg/hab/an, il est difficile de statuer sur

24

la quantité et la qualité de ce gisement [52]. La littérature scientifique démontre le potentiel des

DV pour la production de méthane, toutefois leur emploi va dépendre des caractéristiques

physico-chimiques du gisement [53,54]. Dans les déchets verts fréquents dans les zones urbaines,

le gazon est par exemple, facilement biodégradable. A l’inverse les branches et les feuilles sont

généralement moins intéressantes pour un procédé de méthanisation, due à une plus importante

concentration en ligno-cellulose, composé difficilement dégradable par voie anaérobie [55]. Des

études ont toutefois réalisé avec succès la digestion anaérobie des DV après un prétraitement

et/ou en co-digestion avec, entre autres, des déchets alimentaires, des graisses et des eaux noires.

Les prétraitements employés sont alors des procédés alcalins (ozonation), mécaniques (broyage,

presse) ou biologiques. Ils sont employés afin d’améliorer la disponibilité des composés

organiques ou pour permettre la stabilité du gisement dans le temps et ainsi palier à sa

saisonnalité [56]. Les DV présentent donc des contraintes à l’échelle de la méthanisation de

quartier mais restent un déchet abondant et valorisable.

ii) La fraction organique des déchets ménagers (FODM) et déchets alimentaires (DA)

La FODM correspond à la matière organique fermentescible des déchets produits par les

ménages. Elle représente près de 42% de la fraction organique des déchets municipaux [57,58].

Ces dernier sont, en France, estimés par l’ADEME à 20,2 millions de tonnes pour l’année 2013,

en excluant les déchets issus de l’agriculture [51]. Les FODM sont produits quotidiennement, ils

comprennent, notamment, des restes de viandes, des fruits, des végétaux et des graines. La

fraction de déchet de cuisine représente environ 35% de leurs compositions et la fraction de

papier sous forme de journaux, mouchoirs ou papiers absorbants, 36% [59]. En fonction des

méthodes de collecte du déchet, qui diffèrent entre les pays, une part plus ou moins importante de

contaminant est, de plus, présente. Il est ainsi retrouvé < 2% du poids total des déchets ménagers

sous forme de plastique en Finlande et jusqu’à 6% au Portugal [49]. La collecte de ce type de

déchets présente également de grande disparité en fonction des pays et de leurs politiques

environnementales, seule une fraction plus ou moins grande de ces déchets est donc traitée [60].

Il est en effet démontré que la nature des FODM va varier en fonction de la région géographique,

du nombre d’habitant, de leurs conditions sociales, de l’activité économique de la zone traitée,

des habitudes et coutumes alimentaires, de la saison et du système de collecte [61,62].

De par sa nature complexe, sa caractérisation à des fins d’étude est généralement, réalisée par

l’analyse de l’ensemble des déchets le composant. Les résultats sont présentés de différentes

manières, en fonction des fractions glucidiques, protéiques et lipidiques, en fonction de la MS et

du rapport C/N [50] ou directement par sa composition élémentaire C, H, O, N, S [63]. La

biodégradabilité du déchet va principalement être estimée en fonction de cette caractérisation.

Les viandes, riches en protéines sont fortement biodégradables, produisant entre 250 et 500 L de

méthane par kg de matière volatile. Toutefois en trop grande quantité elles peuvent entrainer une

inhibition par les concentrations en ammoniaque qu’elles génèrent [64, 65]. La production de

méthane des fruits et légumes va dépendre de la nature de leurs glucides, variant de 180 à 732 et

de 190 à 410 l de CH4/kgMV, pour respectivement les fruits et les légumes [66]. Les papiers

représentent également une fraction de matière organique, mais sont majoritairement constitués

25

d’hémicellulose, composé difficilement dégradables entrainant, donc un faible rendement en

biogaz [65]. Les lipides sont une source d’énergie facilement disponible pour la biomasse

microbienne. Toutefois, comme les protéines, leur dégradation peut entrainer une inhibition de la

méthanisation par accumulation d’acide gras volatil (AGV). La FODM est donc un gisement

pertinent pour la production de biogaz, elle nécessite toutefois une attention particulière lors de la

collecte [67, 68, 69, 70].

La fraction des FODM, comprenant des déchets de cuisine est assimilable aux Déchets

Alimentaires (DA). L’extension de la définition des déchets de cuisines en déchets alimentaires

s’accompagne d’un élargissement de leurs sources de collecte et des quantités impliquées. Cela

comprend alors les restes de nourritures issus entre autres, des restaurants, hôtels, hôpitaux ou

cantines. Les DA sont assujettis aux mêmes facteurs de variabilités que les FODM. La production

de DA est estimée à environ 500g/repas pour les hôtels/restaurants et traiteurs et 315g/repas pour

les cantines scolaires (tous niveaux confondus) [52,60]. Le Tableau 1 présente la composition de

FODM et DA issue de la littérature, en fonction de leurs pays d’origine. Il comprend toutefois

des déchets simulés, créés à des fins d’études qui ne permettent qu’une représentation des

composants majeurs, estimés en fonction des pays.

Tableau 1: Composition moyenne de la FODM et des DA

Déchet Matières Pourcentages du poids

total Pays Publications

FODM standard

Viande

Fruits et Légumes

Pain

Pates et riz

10%

65%

10%

15%

Italie [71]

Fraction recréée de

fruits et légumes dans

les déchets municipaux

Banane

Pomme

Orange

Chou

Pomme de terre

Pain

Papier

10%

10%

10%

35%

25%

8%

2%

Espagne [72]

Déchet alimentaire

Riz

Pates

Pain

Déchet de thé

Légumes

Fruits

Poisson

Viande

Coquille d’œuf

4,0%

2,5%

1,7%

8%

53,6%

24,8%

2,7%

2,2%

0,5%

Japon [73]

FODM simulée

Déchets alimentaires

Légumes /Fruits

Déchets verts

Papiers

40-42%

27-45%

5-20%

5-8%

3-5%

Thaïlande [74]

26

iii) Les eaux usées et boues primaires (BP)

Les eaux usées sont composées de l’ensemble des eaux d’évacuation d’une habitation et vont être

classées selon leurs provenances. Leur production est estimée par l’Agence de l’eau à 150-500

l/cap/j, en fonction du nombre d’usagers [75]. L’intégralité des eaux usées n’est toutefois,

généralement pas méthanisée. Les eaux grises (ou eaux ménagères) représentent 70% du volume

total d’eau usées, elles sont la fraction d’eaux usées générées par les cuisines et salles de bain

comprenant entre autres les éviers, douches, lave-linges et lave-vaisselles [76]. Ces eaux

présentent des taux de composés chimiques élevés notamment due à la présence de savons, de

parfums et de détergents. Elles se composent également de cheveux, de restes alimentaires et de

fibres (lave-linge), constituant la majeure partie de la fraction solide. Leurs concentrations en

matière organique restent cependant faibles, en proportion des volumes considérés, par

conséquent elles sont rarement valorisées par méthanisation [77]. L’emploi de Zones de Rejet

Végétalisées (ZRV) est toutefois une solution alternative efficace pour traiter ce gisement [77].

Les eaux noires, ou eaux-vannes proviennent elles, exclusivement des sanitaires et comprennent

donc les fèces, l’urine, le papier toilette et une fraction d’eau. Elles concentrent ainsi la majeure

partie des germes pathogènes et de la fraction organique des eaux usées [78]. La matière

organique qui les compose est fortement dégradable. Les fèces sont composées pour un tiers de

nourriture consommée non assimilée, principalement des fibres, un tiers de bactéries intestinales

et un tiers d’intestin lui-même (un être humain en produit en moyenne 50kg/an [79]). Le papier

toilette est, généralement, présent sous forme dissoute dans l’eau, il représente une source de

matière organique, une personne en utilise environ 15kg par an. La fraction de ce dernier

dépendra toutefois du système de toilette employé, sèche, aspirante, conventionnelle [56]. L’urine

est également une source de MV, l’urée présente et provenant de la dégradation des protéines, y

est une source importante d’azote. L’urine est estimée à 500l/an pour un être humain. Les eaux

noires représentent un gisement intéressant pour la valorisation par méthanisation [80]. Pour

conséquences elles sont le sujet de plusieurs publications visant à les caractériser et à étudier

leurs rendements de méthane en alimentation seule ou par co-alimentation [80, 81, 79, 56, 78].

Les boues primaires (BP) sont issues des STEP ou de système de traitement autonome ne traitant

que les eaux noires. A l’instar des autres types de boues leurs dénominations ont pour origine le

procédé permettant leurs obtentions, à savoir un traitement primaire comprenant dégrillage,

dessablage, dégraissage et décantation des eaux usées [82].

L’utilisation de boue primaire, à la place d’eaux usées brutes dans les procédés de méthanisation

est justifiée par un profil de matière plus adapté. La décantation réalisée ayant pour effet

d’augmenter le taux de matière sèche (siccité) sans modifier la qualité de la matière organique.

Le ratio de matière organique y est donc plus élevé, ce qui induit un meilleur pouvoir

méthanogène. Les volumes de matière à traiter sont également plus faibles et demandent donc des

installations de taille plus réduite [83]. Il est considéré que les boues primaires concentrent entre

70 et 80% de la fraction organique initiale des eaux usées [84].

Les boues primaires sont toutefois à différencier des boues dites activées ou secondaires, pour

lesquelles plusieurs traitements biologiques ont été appliqués. Les boues activées sont alors

composées d’une plus grande concentration en cellules mortes dues aux développements de

27

micro-organismes ainsi que d’une importante fraction minérale provenant du traitement du N et

du P [85]. Cette fraction minérale présente un faible intérêt pour la production de méthane [86].

De façon similaire les boues d’aération prolongée, non concentrées et issues d’un traitement

biologique et les boues résiduelles après clarification, présentent des caractéristiques moins

intéressantes que les boues primaires [1].

Au-delà des caractéristiques des différents gisements de boue, c’est l’abondance de ces derniers

qui joue un rôle prédominant dans leurs emplois en méthanisation. En effet, le gisement d’eaux

usées et de boues est généré quotidiennement, il ne varie que peu en fonction des saisons, ni en

quantité, ni en composition. La production de boue résiduelle moyenne par jour est évaluée à 30

g MS/hab/j, en France [87, 88]. La littérature estime que la concentration en MS des eaux usées

est de 0,07% et celle des boues primaires de 6% [82]. On en déduit que la production moyenne de

boues primaires doit représenter entre 0,5 et 1 l/hab/j. La quantité de boue générée va toutefois

dépendre, entre autres, du type et de l’efficacité des dispositifs de traitement des eaux ainsi que

de la zone géographique.

La méthanisation des boues urbaines permet de consommer la matière organique et de la

valoriser par une production de biogaz. La transformation de la part organique va ainsi permettre

une diminution des volumes de boues à traiter. Elle permet, de plus, une réduction de la flore

pathogène initiale, une réduction des nuisances olfactives et une diminution de la nocivité des

métaux lourds [89]. Ainsi, de nombreuses études ont également été menées sur les boues

primaires, boues activées et boues mixtes (primaire et secondaire) par mono-digestion ou co-

digestion. Le Tableau 2 présente quelques-unes d’entre elles, les applications et les productions

en biogaz qui leurs sont associées.

Tableau 2: Exemples d’études portant sur la méthanisation des boues, primaires et secondaires

Substrat(s) Application Production de biogaz Publication

Boue résiduelle Comparaison condition

mésophile/thermophile

424–468ml CH4/g

MVconsommée [90]

Boue résiduelle

Optimisation de l’hydrodynamique

dans un réacteur à recirculation

interne

Production théorique de

0,8 m3/kg MVen suspension [91]

Boue activée Prétraitements par ultrasons 0,23-0,26 l CH4/g DCO [92]

Boue activée Prétraitements mécaniques 790-850 l/kg MVconsommée [93]

Boue mixte Effet du temps de rétention sur un

pilote, en condition thermophile 0,02-0,4 m3 CH4/m3/j [94]

Boue mixte Effet du temps de rétention ≈ 350 l CH4/g

DCOconsommée [95]

Boue primaire Influence de l’inoculum 114 ml CH4/g DCO [96]

Boue primaire Effet de l’agitation 0,4-0,8 l/g MVconsommée [97]

28

b) Caractérisation des gisements

i) Approche physique

La MS, Matière Sèche, est la fraction résultante après l’élimination de l’eau présente dans le

substrat brut. Elle est déterminée en g/l de substrat ou en pourcentage de la Matière Totale (MT).

La MS est elle-même composée de deux fractions, la matière minérale et volatile, MM et MV. La

première traduit des composés présents sous forme minérale dans le substrat et ne réagissant que

peu lors de la méthanisation. La seconde correspond à la proportion de matière assimilable, par la

biomasse microbienne [98]. L’un des buts premiers de la méthanisation est de convertir cette

fraction volatile sous forme de biogaz. Le Tableau 3, rend compte des valeurs de MS, MV et MM

présentes dans la littérature, en fonction des différents types de substrats urbains et de leurs pays

de provenance.

Tableau 3: Caractéristiques de gisements de déchets urbains

Déchets Valeurs Pays Publications

Déchet vert (séché à 60°c pendant 24h) MS : 96,27 ± 0,04) % (m/m)

MV : 68,09 ± 0,14% (m/m) Etats-Unis [99]

Déchet vert (tonte de pelouse)

MS : 27 %

MV : 21 %

MV/MS : 78 %

Etats-Unis [100]

Déchet vert (tonte de pelouse) MS : 30,59 % +/- 13,46

MV : 82,53 % de MS +/- 7,54 Allemagne [56]

FODM

MS : 35,6 +/- 0,10 %

MS : 33,6 +/- 0,49 %

MV : 30,7 +/- 0,17%

MV : 30,7 +/- 0,16 %

Danemark [68]

Déchet alimentaire

MS : 24%

MV : 21%

MV/MS : 87 %

Etats-Unis [100]

Déchet alimentaire

MS : 22% +/- 10,0

MV(%MS) : 88,2% +/- 8,2 Variés [62]

Déchet alimentaire

MS : 20,45% +/- 1,32 (m/m)

MV : 18,47% +/- 1,12 (m/m)

MM : 2,11% +/- 0,27 (m/m)

Chine [101]

Déchet alimentaire

MS : 18,1% +/- 0,6

MV : 17,1% +/- 0,6

MV(%MS) : 94% +/- 0,01

Corée [63]

Eau noire MS : 6530 ± 2110 mg/l

MV : 4090 ± 1,830 mg/l Allemagne [80]

Boue primaire MS : 60000 mg/l

MV : 39000 mg/l Etats-Unis [82]

Boue primaire MV : 15529 +/- 252 mg/l soit 81,8% de

la MS Pays-Bas [83]

29

Ces études permettent de constater que les déchets urbains présentent tous des pourcentages de

MV élevés, allant de 70-94% (MS), les rendant favorables à une valorisation par méthanisation. Il

est également à noter que la fraction de MS ne dépasse pas les 31% de la masse totale des déchets

allant jusqu’à, environ 0,07% pour les BP. Cela indique une proportion d’eau importante à

considérer lors de la gestion de ces gisements.

ii) Profil Chimique

La Demande Chimique en Oxygène (DCO), est généralement mesurée sur un substrat liquide,

elle correspond à l’oxydation de la MV d’un échantillon et va être représentative de sa charge

polluante. On parle alors de DCO totale. Elle est souvent cruciale pour l’évaluation de la

biodégradabilité d’un substrat (DCO/DBO5) [102]. La DCO peut également être déterminée sur

différentes fractions d’un gisement tel que la fraction récalcitrante ou soluble, on donne alors le

nom de cette fraction à la DCO (ex : DCOrécalcitrante)

La Demande Biologique en Oxygène en 5 jours (DBO5), est réalisée pour déterminer la

quantité d’oxygène nécessaire pour oxyder en 5 jours, la MV d’un échantillon, par voie

biologique. Elle est réalisée à 20°C, en absence de lumière. Le rapport DCO/DBO5 est une

estimation courante de la biodégradabilité d’un substrat. Il est généralement admis que :

- DCO/DBO5 < 2 : le substrat est facilement biodégradable.

- DCO/DBO5 > 3 : le substrat est difficilement biodégradable, il est considéré comme

récalcitrant.

Le Tableau 4, regroupe des valeurs de DCO issues de la littérature, pour les principaux substrats

urbains. Ces valeurs sont également associées à leurs pays de provenance.

Tableau 4: Mesures de la DCO sur des gisements de déchets urbains

Déchets Valeurs Pays Publications

Boue primaire DCO Total : 21,22 g/l Afrique du sud [84]

Boue primaire DCO Total : 30851 +/- 210 mg/l Pays-Bas [83]

Déchet vert (tonte de

gazon) DCO Total : 275 +/- 81.1 g/kg Allemagne [56]

Déchet vert (coupe

d’herbe) DCO Total : 1,40 g/g MS Irlande [53]

Eau noire

DCO Total : 8060 ± 2950 mg/l

DCO Soluble : 2440 ± 670 mg/l

DCO AGV : 1640 ± 470 mg/l

DCO Récalcitrante : 6010 ± 2790 mg/l

Allemagne [80]

Eau noire DCO Total : 9,5-12,3 g.l-1 Pays-Bas [103]

30

Eau noire + Déchet de

cuisine DCO Total : 13,3-22,9 g.l-1 Pays-Bas [103]

Déchet alimentaire DCO Total : 238,5 g/l

DCO Soluble : 106,6 g/l Corée [63]

Déchet alimentaire DCO Total : 198 g/kg poids total

DCO Soluble : 99 g/kg poids total Variés [62]

FODM DCO Total : 431 +/-9,3 g/kg Danemark [68]

FODM DCO Total : 140 - 575 g/kg Variés [61]

La DCO totale étant représentative de la charge organique des déchets, elle est assujettie à la

même variabilité que les mesures de MS et MV en fonction des provenances des gisements. Les

DCO des DA et DV sont toutefois proches et comprises entre 198 et 275 g/kg de substrat. Les

valeurs de DCO retrouvées pour les eaux usées sont de l’ordre de 10 g/l de substrat et

s’expliquent par la quantité de MV faible en proportion du volume totale du gisement.

Le Potentiel Hydrogène (pH), va influer sur l’ensemble des processus de la méthanisation. Sa

fluctuation peut également entrainer des effets inhibiteurs voir de toxicité pour certaines des

espèces microbiennes présentes dans le digesteur [104]. L’optimum de pH pour la digestion

anaérobie est proche de 7. Le pH du milieu est toutefois susceptible d’être modifié, en fonction

de la composition de la fraction organique du gisement, de la rapidité de formation/conversion

des métabolites et des conditions environnantes régnant dans le réacteur [1]. L’équilibre du pH

lors des étapes de méthanisation est complexe, il nécessite généralement de recourir à des

mesures régulières durant le processus de transformation. Ces mesures permettent d’anticiper de

possible ajout de bicarbonate de sodium ou d’autres sources de solution tampon.

Le Titre Alcalimétrique Complet est une mesure qui indique le pouvoir tampon d’un substrat et

ainsi sa capacité à stabiliser les variations de pH, proches de la neutralité [1]. Il est

principalement défini par la concentration en CO2 dissous dans la phase liquide (HCO3-) et en

ions carbonates et hydroxyles. Dans le cas d’une micro-méthanisation, le digesteur, étant

particulièrement sensible aux modifications de pH, plus le titre alcalimétrique est élevé, plus le

réacteur sera stable. Le résultat est classiquement donné en mg par litre de CaCO3. Les valeurs

comprises entre 2000 et 4000 mg/l de CaCO3, permettent habituellement d’assurer la neutralité

de la digestion anaérobie [82].

iii) Fraction Biochimique

La composition biochimique d’un substrat ou des fractions composants un substrat, permet de

définir l’intérêt biologique d’un gisement de déchet en fonction du procédé de valorisation

souhaité. Elle peut être déterminée par une analyse élémentaire, les résultats sont alors exprimés

par des quantités de carbone (C), hydrogène (H), oxygène (O), azote (N) et de sulfure (S). Elle

peut également être exprimée en pourcentage ou en masse de protéine, lipide ou glucide par

31

masse de matière sèche [105]. De plus, elle peut être affinée par la détermination des fractions en

lignine, hémicellulose et cellulose. Straka et al., 2007 proposent dans leur étude, une équivalence

simplifiée, entre l’analyse élémentaire et les fractions biochimiques. L’emploi de modèle

mathématique peut également permettre de déterminer, à partir de ces compositions

biochimiques, la biodégradabilité d’une ressource ; le déroulement de l’hydrolyse [106] ; la

production d’AGV ou encore ; les valeurs de potentiel méthanogène théorique [103, 105].

En plus de son rôle pour l’établissement de modèle théorique, l’analyse élémentaire permet aussi

une optimisation dans la conduite du réacteur. A ces fins, le rapport C/N du substrat entrant est

recommandé, pour la méthanisation, entre 20 et 30. La connaissance de la proportion de S permet

elle, d’anticiper des risques d’inhibition du réacteur et posttraitements nécessaires sur le biogaz.

En effet, une forte concentration en sulfate va favoriser la croissance des bactéries sulfato-

réductrices (BSR) et la production d’H2S. L’analyse élémentaire d’un substrat est généralement

déterminée par des méthodes physico-chimiques (chromatographie, spectrométrie) ou par

dosages chimiques. Le Tableau 5 présente des valeurs issues de la littérature et relatives aux

fractions de CHONS des différents substrats. Le rapport C/N apparait comme faible pour les

boues, entre 15 et 20 pour les DA et supérieur à 30 pour les DV.

Les protéines apportées par un substrat sont une ressource énergétique pour la biomasse

microbienne mais également la source principale de soufre et d’azote dans le digesteur. L’azote

provenant de la dégradation des groupes aminés après rupture des liaisons peptidiques. Le soufre

provient, lui, de la dégradation des amino-acides soufrés réalisant des ponts disulfures

structurants les protéines [110]. Les glucides représentent une autre source d’énergie pour le

développement des micro-organismes, toutefois leurs structures vont jouer un rôle clef dans la

biodégradabilité d’un substrat. Si les glucides simples sont facilement biodégradables par les

enzymes microbiennes, les polysaccharides, tels que la cellulose et la lignine, sont admis comme

difficilement dégradables en anaérobiose. Le choix d’un gisement à des fins de valorisation par

méthanisation doit ainsi tenir compte de sa concentration en composés difficilement dégradables.

Ces derniers éléments ne participant peu voire pas à la production de biogaz [111,112]. Les

lipides, sont une ressource énergétique importante pour la biomasse, elles libèrent toutefois lors

de leurs dégradations, des acides gras à longue chaîne. En grande concentration ces derniers

peuvent être sources d’inhibition pour la méthanisation. Une importante concentration en lipides

va également entrainer la formation de colloïdes. Ces derniers peuvent former une barrière

physique, empêchant l’accès des enzymes microbiennes (répulsions hydrophobes, hydrophiles), à

certains nutriments [109]. Les fractions glucidiques, protéiniques et lipidiques sont, elles,

mesurées par des analyses chimiques [113,114]. Les protocoles vont toutefois différer en fonction

de la littérature [115–117].

La proportion de protéines, lipides et glucides, est notamment employée comme indicateur de la

quantité de carbone disponible pour le développement des micro-organismes et ainsi la formation

du biogaz [105]. Le Tableau 6 indique les valeurs présentes dans la bibliographie pour les

principaux déchets de la méthanisation.

Afin de tenir compte des fractions moins dégradables, voir non biodégradables, composant un

substrat, il peut être déterminé les fractions de cellulose, hémicellulose et lignine. Cette

32

détermination est menée selon plusieurs protocoles, en utilisant l’analyse chimique et

enzymatique [118–120] ou en utilisant la détermination par ATG [121,122]. Le Tableau 7

présente les valeurs retrouvées dans la littérature, par type de substrat. Il apparait que plus de

20% de la MS des BP et des DV est composé de lignine. Cette fraction est plus faible pour les

DA, qui sont donc davantage dégradables.

Tableau 5: Profils biochimiques des principaux gisements de déchets urbains

Type de substrat C (% MS) H (% MS) O (% MS) N (% MS) S (% MS) Publications

Déchet Alimentaire 46,3 ± 0,7 - - 2,1 ± 0,2 - [123]

Déchet alimentaire 45,5 ± 7,5 7,0 ± 3,3 33,2 ± 6,7 2,8 ± 1,1 0,4 ± 0,2 [62]

FODM 37,7 5,7 14,9 3,3 0,1 [115]

FODM + Boue mixte 36 5,0 - 3,9 0,5 [124]

Eau Marron (sans urine)

+ Déchet alimentaire 45 ± 0,6 9,7 ± 0,8 39,5 ± 0,9 3,9 ± 0,1 - [125]

Boue primaire 36,7 5,5 14,4 3,2 0,6 [126]

Boue primaire 39,90 ±

0,44 5,40 ± 0,09

28,30 ±

0,19 6,70 ± 0,25 [127]

Boue secondaire 37,6 5,7 21,5 6,9 0,6 [126]

Boue secondaire +

Déchet vert 47,9 6,9 37,6 6,8 0,8 [128]

Paille de déchet vert 457,7 (g.kg-

1) 59,4 (g.kg-1)

479,7

(g.kg-1) 0,7 (g.kg-1) - [129]

Déchet Vert 45,3 ± 0,3 - - 1,1 ± 0,1 - [123]

- : non renseigné

Tableau 6: Fractions biochimiques moyennes, les différents gisements urbains

Type de substrat Protéine Lipide Glucide Publications

Boue d’épuration

déshydratée 21,2 % (MV) 11,8 % (MV) 62,7 % (MV) [83]

Boue primaire 21,0 % (MV) 17,0 % (MV) 57,0 % (MV) [114]

FODM 10-18 % (MS) 10-18 % (MS) - [115]

FODM 7,7-30 % (MV) 6,9-35 % (MV) 35,0-63,2 % (MV) [61]

Déchet Alimentaire 21 % (MV) 15 % (MV) 36 % (MV) [62]

Déchet de fruits et

légumes 0,175-0,464 g/g MV - 0,122-0,515 g/g MV [108]

- : non renseigné

33

Tableau 7: Fractions en composés peu dégradables, moyennes pour des gisements urbains

Type de substrat Hémicellulose (% MS) Cellulose (% MS) Lignine (% MS) Publications

Boue primaire - 10 26 [130]

Boue primaire

déshydratée 1,5 19,3 8,2 [131]

Déchet vert 23,7 ± 0,7 32,1 ± 0,9 14,1 ± 0,7 [123]

Déchet vert - 18,0 21,9 [132]

Déchet Alimentaire 9 ± 5 9 ± 8 7 ± 6 [62]

FODM - 42,05 ± 2.12 (g.kg-1

MS)

13,50 ± 0,85 (g.kg-

1 MS) [133]

- : non renseigné

III / Principe de la méthanisation

a) La « niche méthanogène »

L’évolution des paramètres physiques au cours du procédé de méthanisation va permettre une

succession de réactions biologiques conduisant au développement d’un consortium bactérien.

Elle aboutit également à la transformation de la matière organique, majoritairement en méthane et

dioxyde de carbone.

La Figure 3, présente les variations de l’enthalpie libre lors de la variation de la pression partielle

en H2. Elle permet d’observer une plage de valeurs, propice à la formation de l’ensemble des

sous-produits de la méthanisation. Cette « niche méthanogène » n’est possible que pour une

pression partielle en H2 faible permettant des conditions thermodynamiques précises (négatives

pour toutes les réactions).

34

Figure 3: Evolution de l’enthalpie libre en fonction de la pression partielle en hydrogène

[134,135]

b) Les voies métaboliques

La transformation du carbone organique en méthane et gaz carbonique va ainsi demander une

alchimie entre paramètres physiques, chimiques et biologiques. La digestion anaérobie est

communément définie à travers 4 grandes étapes, l’hydrolyse, l’acidogenèse, l’acétogenèse et la

méthanogenèse. Chacune de ses étapes ne peut avoir lieu que par la présence de micro-

organismes spécifiques, associée à des paramètres physiques précis (pH, température…) [104].

L’ensemble, des étapes composant cette transformation, est présentée dans la Figure 4.

1, 2 et 3 :

acétogenèse

du propionate,

du butyrate et

de l'éthanol

4 et 5:

méthanogenès

autotrophe

(H2, CO2) et

acétoclaste.

35

Figure 4: Les principales voies métaboliques de la digestion anaérobie, d’après [135–139]

36

1. Production de monomères, d’acides gras supérieurs et alcools à partir des polymères

contenus dans le substrat. Ces processus se déroulent durant la phase d’Hydrolyse.

2. Consommation, durant l’Acidogenèse, des composés issus de l’Hydrolyse et production

d’acides organiques, dont des acides gras volatils (propionate, butyrate). Production

également, de composés neutres (alcools, glycérol…) et formation d’H2 et de CO2.

3. Réaction minoritaire durant l’Acidogenèse, produisant à partir de monomères, d’acides

gras supérieurs et d’alcools, de l’hydrogène, du dioxyde de carbone et de l’acide acétique

[137].

4. L’Acétogenèse hétérofermentaire, utilise les composés formés lors de l’Acidogenèse pour

produire de l’hydrogène, du dioxyde de carbone et de l’acétate. Une faible quantité

d’acide volatil y est également produit [135].

5. L’Homoacétogenèse, produit de l’acétate par consommation de l’hydrogène et du dioxyde

de carbone.

6. La méthanogenèse hydrogénotrophe, produit, elle, du méthane à partir d’hydrogène et de

dioxyde de carbone.

7. Le transfert direct d’électrons entre les espèces (DIET) permet de convertir le CO2 en

méthane [138].

8. La méthanogenèse acétoclastique, transforme l’acétate en méthane. Cette voie peut

toutefois consommer d’autres métabolites tels que le méthanol et méthylamine [136].

9. Les bactéries sulfato-réductrices (BSR) se séparent en deux groupes, (i) les premiers

oxydent partiellement les acides volatils en acétate. (ii) Les seconds consomment les

substrats organiques tels que l’acétate pour former du dioxyde de carbone.

10. L’utilisation du sulfate comme source d’énergie par les BSR, entraine la formation de

sulfure qui va se combiner avec l’hydrogène pour former de l‘H2S. Les BSR ont de plus

la capacité de décomposer l’hydrogène pour en faire une source d’énergie [139].

37

i) L’Hydrolyse

La matière brute traitée dans un digesteur est complexe, elle est composée de macromolécules

à haut poids moléculaire (polymère type cellulose, lipide, protéine…), sous cette forme ces

composants ne sont pas assimilables par les micro-organismes de la méthanisation.

L’hydrolyse consiste en une dégradation de ces macromolécules en monomères tel que du

glucose, des acides gras et des bases azotées. Elle est réalisée au moyen d’exo-enzymes

secrétées par les micro-organismes fermentaires [139]. L’hydrolyse est une étape essentielle à

la méthanisation puisqu’elle permet de rendre disponible, la matière organique non

solubilisée.

L’hydrolyse des glucides, comprend la dégradation des glucides simples et complexes. Les

premiers représentent une source d’énergie facilement accessible pour la biomasse. Les

seconds dont font partie la cellulose, l’amidon, l’hémicellulose et la lignine, sont plus ou

moins difficiles à dégrader. Ces composés sont toutefois très abondants, ils servent en effet

d’éléments structuraux ou de réserves d’énergies. La cellulose est par exemple, le polymère le

plus présent sur Terre, de plus elle forme avec l’amidon, les polyosides les plus fréquemment

rencontrés dans la nature.

La biodégradabilité de ces composés va déprendre de leurs structures internes (accessibilité

des enzymes) et des enzymes disponibles en fonction des conditions opératoires (anaérobie).

Lorsqu’ils sont présents dans la nature, les polysaccharides composent des matrices denses,

constituées d’oses simples liés entre eux selon différentes structures [140].

Une structure cristalline est une organisation ordonnée des molécules, elles sont alors reliées

entre elles par des liaisons hydrogènes et l’accès aux enzymes y est difficile.

Une structure amorphe possède une cohésion moins forte entre ses molécules, uniquement

assurée par des liaisons osidiques, elles constituent des zones plus facilement accessibles.

La biodégradabilité d’un polysaccharide correspond ainsi à la prédominance de structures

cristallines ou amorphes liant les oses le composant [141].

Une proportion des glucides est donc soluble, insoluble ou inerte. Celle rendue soluble suite à

l’hydrolyse, forme alors des monosaccharides et disaccharides, dont le glucose, qui seront

ensuite utilisés au cours de l’acidogenèse.

L’hydrolyse des composés azotés, qu’elle soit d’origine protéique ou non (urée, créatinine),

permet aux micro-organismes de synthétiser leurs protéines, éléments structuraux et acides

nucléiques. Les protéines sont hydrolysées en polypeptides, oligopeptides et acides aminés,

qui vont à leurs tours être assimilés par les micro-organismes et catabolisés. Les protéines

proviennent généralement des déchets alimentaires. Les acides nucléiques présents, sont dus à

la lyse des micro-organismes et vont également être une source de substrat pour la biomasse

microbienne [104]. Les composés azotés non protéiques sont une des sources d’ammoniaque

dans le réacteur et une source majeure d’azote cellulaire.

L’hydrolyse des lipides, conduit à la formation d’acides gras à longue chaîne et d’alcool

(glycérol), ces éléments seront par la suite utilisés lors de l’acidogenèse pour composer la

biomasse microbienne et former du propionate et divers acides. L’hydrolyse peut toutefois

engendrer une très forte concentration en acides gras à longue chaîne, ces derniers vont alors

entraîner une inhibition de leurs propres voies de dégradation. Leurs accumulations dans un

38

réacteur est donc une cause courante de diminution du rendement en méthane, ce qui nécessite

de surveiller leurs concentrations [142]. Les lipides sont présents dans les déchets

alimentaires sous forme d’huile et de graisse.

L’hydrolyse est toutefois dépendante de nombreux facteurs physiques, notamment dû au rôle

prépondérant des enzymes. Ces dernières sont en effet des molécules protéiques, dont le

comportement général est décrit par les équations de Michaelis-Menten. D’autre facteurs

physiques, interviennent dans l’activité enzymatique, tel que le temps de rétention

hydraulique (TRH), qui définit un temps de contact entre le matériel enzymatique et un

substrat (notamment dans les réacteurs à plusieurs compartiments) [143]. La nature protéique

des enzymes est également dépendante de leurs conformations et donc de l’influence de

paramètres tel que la température ou le pH. Pour toutes ces raisons, l’étape d’hydrolyse est

souvent considérée comme limitante. Elle est ainsi la source de nombreux prétraitements

visant à optimiser et maximiser les paramètres influant son rendement [104,144].

ii) L’Acidogenèse

Suite à l’hydrolyse, la matière organique sous forme de monomères, est désormais disponible

et accessible à la biomasse microbienne. Les composés vont alors, être transformés à

l’intérieur des cellules des micro-organismes fermentaires afin de former des acides

organiques (tel que le lactate) dont une importante fraction est représentée par les acides gras

volatils (AGV, tels les acides acétiques, propioniques et butyriques). La flore acidogène va

également conduire à la formation de composés neutres (alcool, glycérol), d’hydrogène et de

dioxyde de carbone [104].

La Figure 5, présente les voies métaboliques relatives à la dégradation des protéines,

polysaccharides et lipides. Les proportions de ces composés dans le substrat à traiter vont

influer sur les produis de l’acidogenèse. En effet lors de cette étape, une importante quantité

d’acide organique va être formée, par fermentation. L’acidogenèse permet ainsi d’obtenir les

conditions d’anaérobiose et de pH, propices au développement de la flore acétogène, dont les

acides organiques formés seront les substrats. A ce titre, il est intéressant de constater que les

acides formés durant l’acidogenèse sont comparables à ceux produits dans d’autres

fermentations telles que la fermentation lactique lors de l’ensilage des déchets verts, ce qui

peut justifier l’emploi de ce procédé pour des traitements de type pré-méthanisation [145].

L’accumulation d’AGV, due aux métabolismes rapides de la flore acidogène, peut entrainer

une forte diminution du pH et causer l’inhibition des étapes suivantes de la méthanisation.

Des dosages des AGV peuvent ainsi être réalisés pour permettre un suivi de la réaction dans

le réacteur. La composition et la croissance du consortium microbien, va également influer

sur la thermodynamique des réactions et sur l’équilibre du milieu. Il existe ainsi un lien entre

les bactéries productrices d’H2 (acidogenèse) et celles consommatrices d’H2 (acétogène,

méthanogène, BSR). Il permet ainsi la régulation de la pression partielle en H2 et

l’établissement de la niche méthanogène [137]. En présence de sulfate, cette régulation peut

toutefois favoriser le développement de BSR, et avoir un effet inhibiteur sur le procédé (Chen

et al., 2008).

39

Figure 5: Principales voies métaboliques se produisant lors de la phase d’acidogenèse,

d’après [146].

iii) L’Acétogenèse

Lors de cette troisième étape, les composés issus de l’acidogenèse vont être oxydés en

substrats appropriés pour la formation du méthane soit, de l’acétate, du dioxyde de carbone et

du dihydrogène. Les acides organiques formés précédemment, vont ainsi être oxydés par des

bactéries acétogènes hétérofermentaires [147]. Cette conversion engendre la formation

d’acétate mais libère également une importante proportion de H2 et de CO2. La réaction est

toutefois thermodynamiquement défavorable et la quantité d’hydrogène produit peut

également causer une baisse significative du pH dans le milieu et une inhibition de la

méthanisation [139,148]. Il a ainsi été observé que la dégradation du butyrate (ΔG° positif)

n’est possible qu’en présence de CO2, qui, en réagissant avec l’H2, forme alors de l’acetyl-

CoA. Ce dernier, par l’intermédiaire de l’ADP, donnera par la suite, de l’ATP et de l’acétate

(ΔG° négatif) [149]. L’équilibre généré permet de rendre la réaction globale, exergonique et

cela grâce à deux autres types de bactéries, les homoacétogènes et les méthanogènes

hydrogénophiles [150]. L’acétate produit est également, en partie impliqué dans la réaction

inverse, formant alors du H2 et du CO2 par oxydation. La réversibilité de cette production est,

elle aussi, conditionnée par la consommation de l’H2 formé.

40

Trois groupes de bactéries sont identifiés comme permettant l’acétogènese :

- Les bactéries « Obligate Hygrogen Producing Acetogens » ou OHPA. Elles utilisent la voie

hétérofermentaire et produisent de l’hydrogène, du dioxyde de carbone et de l’acétate à partir

des acides organiques issus de l’acidogenèse. Les conditions thermodynamiques de ces

réactions sont défavorables. La pression partielle en H2 devient donc limitante pour la réaction

et nécessite que le H2 soit rapidement consommé par des micro-organismes homoacétogènes,

hydrogénotrophes (méthanogenèse) ou par des BSR [151]. Cela induit en autre, une

simultanéité des étapes de dégradation ainsi qu’une synthrophie entre les espèces du

consortium microbien.

- Les bactéries homo-acétogènes, sont divisées en deux groupes produisant, elles, l’acétate à

partir des molécules organiques (bactéries non synthrophes (sous-groupe 1)), ou à partir de

l’hydrogène et du dioxyde de carbone (les homoacétogènes (sous-groupe 2)). Ce second

mécanisme est primordial pour l’obtention d’une pression partielle en H2 comprise entre 10-4

et 10-6. Cette dernière étant nécessaire à la thermodynamique des réactions, tout comme à

l’établissement des conditions de méthanogenèse [152].

- Les bactéries sulfato-réductrices (BSR), se composent de deux groupes districts. Un premier

groupe, oxyde partiellement le lactate en acétate. Un second groupe convertit, lui, l’acétate et

certains acides gras à longue chaîne en CO2. Les BSR peuvent être une importante source

d’inhibition si le sulfate, est présent dans le digesteur en concentration non limitante. En effet

leurs affinités avec l’hydrogène, le dioxyde de carbone et l’acétate, ainsi que leur vitesse de

croissance élevée, peuvent leurs permettre de dévier le processus de transformation vers la

sulfito-réduction au détriment de la méthanogenèse [104]. C’est durant l’acétogenèse que le

risque de développement des BSR est le plus important. Il peut alors être critique au

développement du consortium microbien et empêcher la bonne croissance des archées

responsables de la production de méthane. Il se produit alors une inhibition par compétition

pour le substrat [153].

iv) La Méthanogenèse

La méthanogenèse est souvent considérée comme l’étape critique de la méthanisation.

Essentielle à la formation du biogaz, elle comprend la conversion de l’acétate en méthane et

CO2, ainsi que la formation de méthane et d’H2O par la consommation de dioxyde de carbone

et du dihydrogène présent [154].

La première conversion, représente généralement 70% de la production de méthane, ce qui en

fait la voie majoritaire pour l’obtention de ce composé. Elle est généralement réalisée par des

archées acétoclastiques [137]. Il est à noter que d’autres types de micro-organismes

acétoclastiques peuvent également exister dans des conditions thermophiles [155]. La seconde

réaction productrice de méthane, est possible par la présence de bactéries hydrogénotrophes,

ces dernières produisent environ 30% du CH4 et permettent la consommation du dihydrogène

et sa régulation. Il existe donc un lien syntrophique entre elles et les OHPA de l’acétogenèse

[156].

La criticité de la méthanogenèse provient principalement de la sensibilité des micro-

organismes impliqués dans sa réalisation. Ainsi, pour des raisons de thermodynamique des

réactions et d’affinité pour les substrats, des compétitions entre les méthanogènes et les

hydrogénotrophes ou les BSR sont identifiées. Le risque d’inhibition va alors dépendre du

ratio DCO/SO42-, si ce dernier est élevé, la concentration en sulfate est le facteur limitant au

41

développement des BSR [157]. La température influe, elle aussi, sur le risque d’inhibition, il

est ainsi établi qu’à 37°C, la compétition est en faveur des BSR. Des études présentent

cependant un inversement des tendances avec une dominance des méthanogènes pour des

températures de 55°C et ceux malgré des concentrations importantes en sulfate [158]. L’effet

identifié est une compétition pour les donneurs d’électrons entrainant l’arrêt de la réduction

du sulfate tout comme celui de la méthanogenèse [159]. La nature du substrat peut ainsi

grandement impacter la méthanogenèse. Elle peut en effet favoriser le développement de

micro-organismes compétiteurs, par une concentration notamment en sulfate ou libérer des

composés inhibiteurs lors de sa dégradation.

Ainsi la présence d’ammoniac, libre (NH3) ou sous forme d’ion ammonium (NH4+) peut

entrainer une toxicité directe ou indirecte de la méthanogenèse. Cette toxicité sera fonction de

la température, du pH et du temps de séjour. Dans cet exemple, l’inhibition provient alors

d’une baisse importante du pH ou d’une inactivation des pompes à protons (transport du K+)

entrainant l’arrêt de la méthanogenèse [160].

Il a également été démontré une sensibilité des micro-organismes de la méthanogenèse aux

AGV produit lors de l’acidogenèse, notamment à l’acide butyrique. Cela s’explique par les

baisses de pH qu’ils opèrent. En effet, les AGV se diffusent aisément à travers la membrane

des micro-organismes et causent une chute du pH intracellulaire. De plus les interférences,

crées par leurs chaînes apolaires, augmentent la perméabilité des membranes renforçant les

effets de chute du pH et de toxicité pour les méthanogènes [161,162].

Les Archées proviennent d’un domaine phylogénétique différent des bactéries et des

eucaryotes. Ces micro-organismes sont primitifs (pas d’organites, ni de noyaux) et facilement

inhibés, leur croissance est également la plus lente du processus de méthanisation [135].

L’ensemble du consortium microbien et les étapes biologiques successives doivent donc être

surveillés pour permettre d’obtenir les conditions favorables à leur développement.

Sur l’ensemble des métabolites produites par les bactéries fermentaires et acétogènes, seul

l’acétate et l’hydrogène seront employés directement par les micro-organismes méthanogènes.

Au final, il est estimé que, uniquement 50% de la DCO biodégradable sera décomposée en

acide acétique et hydrogène, permettant par la suite la formation du méthane et du CO2

[139].

42

v) Test du Potentiel Méthane (BMP)

Afin de déterminer la pertinence d’une co-alimentation ou en tant qu’analyse préliminaire au

dimensionnement d’une installation, il est souvent réalisé un test du Potentiel Méthane ou

BMP (pour Biochemical Methane Potential). L’objectif est alors d’évaluer la production

maximale de biogaz possible pour un échantillon traité par méthanisation. Les cinétiques

obtenues permettent également d’évaluer la vitesse de dégradation du substrat et ainsi aider au

dimensionnement d’un réacteur.

Le test de BMP présente toutefois plusieurs inconvénients. Il est réalisé dans de faibles

volumes, parfois sans agitation, ce qui peut entrainer la rapide accumulation d’éléments

inhibiteurs selon la nature des substrats. Sa composition en glucides difficilement dégradables

tels que la lignine ou la cellulose, va également être impactante [163]. Le ratio I/S utilisé doit

également être optimisé afin de garantir une stabilité de la réaction, il en est de même pour le

choix des nutriments et de leurs concentrations [96]. En cas de ratio I/S faible, les micro-

organismes seront en trop faible quantité par rapport au substrat. Le risque d’inhibition de la

réaction par accumulation d’AGV va alors, grandement croitre [164]. Il existe ainsi un

nombre élevé de publications scientifiques traitant de la réalisation de ces tests, en tenant

compte en autre, du rapport I/S, de l’apport en nutriment ou de l’agitation. Sur l’ensemble du

panel de techniques utilisables pour réaliser le test de BMP, aucune ne se veut exhaustive et

toutes présentent des avantages, des inconvénients et des biais dans les résultats. La matière

première peut également y être traitée seule ou par co-alimentation. Elle est alors modifiée par

le mélange d’un ou plusieurs déchets organiques. La co-alimentation est ainsi étudiée, afin

d’apporter une optimisation du procédé. En fonction des proportions et de la nature des

déchets mélangés, elle offre un substrat plus ou moins stable et riche en nutriment. Elle peut

être utilisée pour traiter l’ensemble des gisements de matières organiques d’un environnement

donné ou pour appliquer des effets de dilution à une matière initialement trop toxique. Cela

permet également d’augmenter ou d’abaisser sa siccité [165]. La co-digestion, est ainsi,

généralement, employée pour produire une plus grande quantité de biogaz, ou un biogaz plus

riche en méthane [161, 162, 163, 164].

IV /Conduite de la méthanisation :

De manière générale les facteurs influençant le processus de méthanisation sont classés selon

deux catégories : ceux favorisant et accélérant les cinétiques et ceux dits « inhibiteurs », dont

la présence en plus ou moins forte concentration va être préjudiciable au procédé. La gestion

des premiers, permet l’optimisation du processus de méthanisation et celle des seconds, assure

le bon déroulement de chaque étape du procédé. Certains facteurs vont toutefois présenter ces

deux rôles, en fonction notamment de leurs concentrations et des conditions opératoires

fixées. Le Tableau 9, fait état des données issues de la littérature concernant les principaux

facteurs d’influence de la méthanisation.

a) Facteurs d’influence

43

i) L’enthalpie libre (ΔG°)

Elle est l’expression de la thermodynamique des réactions de méthanisation. L’enthalpie libre

est ainsi fonction de la température et de la pression. Les réactions qui ont lieux durant

l’acétogenèse présentent, dans des conditions standards, des ΔG° positifs. Un apport

énergétique est donc nécessaire à leurs réalisations [170]. Afin d’assurer cet apport d’énergie

tout en maintenant la température du milieu, le recours à un chauffage des réacteurs de

méthanisation est couramment employé. Ces réactions nécessitent également, pour être

réalisées, des conditions de pression partielle en H2 très faible, entre 10-4 et 10-6 atm [171].

Pour cette raison, l’H2 produit par les OHPA doit être consommés rapidement par les micro-

organismes de la méthanogenèse [172]. Une température supérieure dans le digesteur diminue

également la solubilité de l’H2 dans le milieu et favorise ainsi ces réactions. Le Tableau 8,

présente les valeurs de ΔG° nécessaire à la dégradation de l’éthanol, du propionate et du

butyrate durant l’acétogenèse [135]. Les phases de fermentation et de méthanogenèse ont,

elles, un ΔG° négatif, mais les voies respiratoires anaérobies étant bien plus courtes que celles

aérobies, la production d’ATP est moindre et l’énergie générée reste faible [173].

Tableau 8: Equations et enthalpies libres des réactions de dégradation anaérobie de

l’éthanol, du propionate et du butyrate, d’après [135,170,174]

Substrats Produit de la réaction ΔGo (kJ) ppH2 pour

ΔG’*<0

CH3CH2OH + H2O CH3COO- + 2H2 + H+ + 9,65 <10-1

CH3CH2COO- + 2H2O CH3COO- + 3H2 + CO2 + 71,67 <3.10-5

CH3(CH2)2COO- + 2H2O 2CH3COO- + 2H2 + H+ + 48,10 <6.10-5

*ΔG’ est calculée en modifiant seulement la pression partielle en H2 par rapport à ΔG° ; les

valeurs de ΔGo sont calculées à partir des enthalpies libres de formation des composés

donnés.

ii) Le potentiel d’oxydo-réduction (Eh)

Ce paramètre permet d’appréhender les voies métaboliques qui peuvent être rencontrées lors

du processus de méthanisation. La Figure 6, présente les demi-couples des principaux

accepteurs d’électron impliqués dans les réactions biochimiques, en fonction du potentiel

redox et de l’enthalpie libre. L’échelle des potentiels rédox Eh (mV) est donnée pour un pH

de 7 et une PCO2 de 10-2 atm [134]. L’étape d’hydrolyse se déroule avec un Eh, positif mais

proche de l’anoxie. Les bactéries aéro-anaérobie facultative, tel Bacillus spp. vont donc

utiliser l’oxygène encore présent dans le milieu comme accepteur final d’électron. Par la suite,

44

l’Eh décroissant, les micro-organismes vont recourir à la respiration anaérobie. L’accepteur

final d’électron privilégié est alors l’ion nitrate, puis à mesure que l’Eh diminue, le sulfate, le

manganèse et le fer (non majoritaire dans le cas du fer et du manganèse car ils sont très peu

solubles) [134]. La métanogenèse se produit uniquement dans des conditions d’anaérobiose

stricte (Eh entre -300 et -500 mV), les bactéries du genre Methanobacter, utilisent alors le

dioxyde de carbone comme accepteur final d’électron. Lors de la métanogenèse les deux

principaux donneurs d’électron sont l’hydrogène, formé notamment lors de l’acétogenèse par

les OHPA, et l’acétate. Lors de la méthanisation, la compétition entre les archées et les BSR,

en présence de sulfate, est possible car les demi-couples impliqués, interviennent pour des

plages de valeurs proches. Ces micro-organismes possèdent de plus, la capacité d’utiliser des

substrats similaires (principalement le H2) [135]. Toutefois l’affinité avec ces substrats (Km

faible) est meilleure chez les BSR que chez les archées, il en est de même pour leur vitesse de

croissance [175]. Dans le cas où l’accepteur final d’électron des BSR, le sulfate, est fortement

présent dans le milieu, leur multiplication peut donc être suffisante pour inhiber la

méthanogenèse [159]. Un mécanisme d’inhibition similaire a été rapporté dans le cas d’une

forte concentration en Fe3+, par les micro-organismes réducteurs des ions ferriques [176].

Figure 6: Potentiel rédox des demi-couples impliqués dans les réactions biochimiques [135]

iii) La température

Elle agit sur toutes les cinétiques enzymatiques en suivant les lois d’Arrhenius, la bonne

maîtrise de la température permet donc une optimisation fine des procédés biologiques. Cette

optimisation comprend les barrières énergétiques propres aux réactions de transformation des

substrats, la croissance de la biomasse microbienne mais également la viscosité du milieu ou

les paramètres de transfert et de solubilité entre les phases gaz/liquide. Tel que vu

45

précédemment, la méthanisation n’est possible que pour des pressions partielles en H2 très

faibles, mais supérieures à 10-6 atm [135]. Une température de réaction élevée à un effet

significatif, sur la pression partielle en H2 dans le méthaniseur [104]. Les réactions

endergoniques vont être favorisées, notamment la transformation du propionate en acétate,

CO2 et H2, alors que les réactions exergoniques, comme celle de consommation de l’H2 par les

bactéries hydrogénotrophes, vont être limitées [139]. La température influe également sur le

consortium microbien en fonction des affinités de température des différentes flores [155].

L’importance de la température peut aussi être un enjeu économique et sanitaire (destruction

de germes pour une valorisation du digestat) [177,178]. Enfin, elle peut également augmenter

la biodégradabilité d’un substrat en fonction de sa nature. Toutefois, le bénéfice alors réalisé

est à comparer aux coûts liés au chauffage nécessaire [179]. La conduite de réacteur en

fonction de la température de consigne sera détaillée ultérieurement [Températures de

fonctionnement].

iv) Le pH

Tout comme la température, le pH agit sur les cinétiques biologiques, en modifiant

notamment les structures protéiques et donc les sites d’accroches entre enzymes et substrats.

De plus, il va conditionner le développement du consortium microbien en fonction des

optimums de pH de chaque espèce en présence. Les micro-organismes permettant la

méthanogenèse, ont un pH favorable situé entre 6,5 et 7,2. Ceux réalisant les étapes

fermentaires, sont moins sensibles aux variations et acceptent des pH, allant de 4,0 à 8,5

[104]. Le pH optimal pour réaliser la digestion anaérobie est généralement fixé entre 7,0 et

7,5 [180]. Des variations de ce paramètre vont être présentes tout au long du processus de

méthanisation par acidification ou alcalinisation du milieu, dues aux substrats intermédiaires

formés lors des réactions. Ces modifications sont sources de déséquilibre pour le procédé, par

exemple par une accumulation des AGV, pouvant acidifier le milieu jusqu’à des valeurs de

pH proche de 4,5 [146]. Le pH va de plus, influer sur la présence de l’ammoniaque sous la

forme NH3 ou NH4+, composés plus ou moins inhibiteurs de la méthanisation [151]. Afin

d’affiner la conduite du processus, le pouvoir tampon du milieu peut ainsi être calculé et des

correcteurs d’acidité peuvent être ajoutés [15]. L’acidification du milieu peut également être

causée par solubilisation du CO2, contenue dans le biogaz. La loi d’Henry permet ainsi de

définir la proportion de CO2 dissous et celle présente en phase gazeuse [82]. Dans le cas de la

méthanisation d’un substrat riche en ammoniaque (dégradation des protéines), ce dernier va

réagir avec la fraction de CO2 dissous pour former une solution tampon.

b) Paramètres d’optimisation

i) La réduction de la taille des particules

Elle est réalisée lors de l’hydrolyse du substrat ou par l’emploi de prétraitement spécifique.

Elle permet d’augmenter les surfaces d’échanges ainsi que l’accessibilité des enzymes,

entrainant alors une accélération de leurs cinétiques de dégradation. Comme présenté dans la

Tableau 9, cela a également un effet positif sur la production de biogaz, tout en permettant

une diminution du volume des installations [15]. Ces bénéfices vont toutefois dépendre du

temps de traitement, de son intensité, mais également de deux paramètres intrinsèques au

substrat, sa teneur en fibre et sa biodégradabilité. En effet, même si la réduction de la taille

des particules est toujours profitable à la méthanisation, elle ne sera optimale que lors de

46

l’emploi d’un substrat lentement dégradable et riche en fibre [181]. Des contraintes

économiques, apparaissent également entre les coûts nécessaires au prétraitement et les

bénéfices de rendement obtenus (Principe de Pareto). A titre d’exemple, la méthanisation de

peaux de bananes pour des tailles de particules de 0,40mm ou de 0,088mm, produit une

quantité de biogaz presque similaire. [98]

ii) Le temps de rétention hydraulique et temps (TRH)

Ce paramètre correspond au temps moyen passé par le substrat dans le digesteur, pour un

fonctionnement continu ou semi-continu. Le TRH correspond au rapport de volume du

réacteur sur le débit de l’effluant [152]. La détermination de ce paramètre permet le

dimensionnement d’un réacteur, en fonction de la vitesse de dégradation du substrat et de la

durée de séjour souhaitée. Ce choix conditionne, de plus, les caractéristiques du digestat

produit, de par son impact sur le rendement épuratoire du procédé [104]. Ainsi,

l’augmentation du TRH induit généralement une meilleure dégradation du substrat due à un

temps d’hydrolyse plus long, une production de méthane supérieure mais des coûts de

fonctionnement et de dimensionnement également plus importants. A l’inverse, un TRH

court, est économiquement préférable, mais peut toutefois favoriser l’accumulation d’AGV,

inhibiteur de la méthanisation et nécessiter un posttraitement plus important du digestat. Un

équilibre est donc nécessaire entre le temps de dégradation, la production de biogaz et le

dimensionnement des installations. L’optimisation de la valeur du TRH peut être déterminée

en fonction des cinétiques de dégradation de la matière et donc du renouvellement en

nutriment nécessaire au milieu [94]. Il peut également être fixé en fonction des temps

nécessaires au bon développement des communautés microbiennes, soit pour favoriser celles

souhaitées ou limiter l’établissement de souches compétitrices [95, 177]. En effet, comme

indiqué dans la Tableau 9, sous certaines conditions, une augmentation du TRH peut avoir un

effet néfaste sur la production de biogaz et l’équilibre de la réaction. Une détermination

précise de ce paramètre entraine sensiblement une optimisation du procédé [178, 179].

iii) Le rapport C/N

Il est un indicateur couramment utilisé dans le dimensionnement et le suivi de la

méthanisation. Il rend compte des éléments nécessaires à la croissance microbienne et ainsi de

l’équilibre métabolique du ou des substrats employés. Le carbone (C) est un composant

essentiel à la croissance des micro-organismes, il est présent dans toutes les structures

organiques [185]. Sa disponibilité est l’un des facteurs limitant le développement du

consortium microbien. L’autre facteur limitant, étant la concentration en azote (N) dans le

milieu. Tout comme le C, l’azote provient de la dégradation de la matière, en faible quantité il

est indispensable et bénéfique à la méthanisation. Sa dégradation en azote ammoniacal est

source de stabilité pour le réacteur (pouvoir tampon). Il est, de plus, un élément structurel

nécessaire à la synthèse des protéines [126]. Un déséquilibre entre ces deux composés peut

toutefois être préjudiciable à la méthanisation. En effet une importante concentration de C

peut engendrer une acidification rapide du milieu, qui en absence d’azote ammoniacal,

inhibera la méthanogenèse. A l’inverse la croissance microbienne sera lente, voire stoppée si

la concentration azotée est trop faible [186]. Enfin, l’azote en forte concentration est un des

47

acteurs fréquents d’inhibition de la méthanisation, sous les formes d’NH3 et d’NH4+. Afin de

satisfaire les besoins des micro-organismes, un ratio C/N optimal entre 20 et 30 a été défini

par Parkin et Owen (1986) [187]. Dans le but d’obtenir ce ratio, la co-digestion est une des

voies les plus fréquemment employées. L’alimentation d’un méthaniseur avec plusieurs

déchets a, alors, pour but de compenser le déséquilibre de l’un des substrats ou de disposer de

substrats qui s’équilibrent entre eux. A titre d’exemple, Sosnowski et al. (2003) indique que

lors de la digestion de boue d’épuration, l’adjonction de 25 % d’FODM permet d’augmenter

le ratio C/N de 9:1 à 14:1 [124].

c) Facteurs d’inhibitions

i) L’ammoniaque

Il fait partie des nutriments essentiels à la survie du consortium bactérien. Toutefois à des

concentrations élevées il peut s’avérer toxique et inhibiteur pour la réaction de méthanisation.

L’ammoniaque provient de la décomposition de matières organiques riches en azote telles que

les protéines ou l’urée. Sa concentration va donc dépendre, de leurs concentrations mais

également de conditions opératoires, tels que le TRH ou la température [157]. L’azote total

est présent dans un digesteur, sous formes d’azote organique, de nitrate, de nitrite, d’ion

ammonium (NH4+

) et d’ammoniac libre (NH3). La quantification de l’azote d’un échantillon

se fait généralement par détermination du Kjeldahl (NTK) après minéralisation de la matière

organique ou de la concentration en TAN, pour Total Ammonia Nitrogen [188]. La Figure 7

présente les voies métaboliques régissant les transformations des nitrates, nitrites et de l’azote

organique. L’équilibre entre NH4+ et NH3 va être fonction des valeurs de pH présentes dans le

réacteur. Ainsi, pour des concentrations en H+ élevées (pH acide), la présence d’ions

ammoniums sera majoritaire. A pH donné, le rapport entre la concentration de ces ions et le

NTK permet de déterminer, le pourcentage de matière organique minéralisable et traduire de

sa biodégradabilité [189]. Si les deux formes de l’ammoniaque sont inhibitrices de la

méthanisation c’est toutefois à pH basique, sous la forme NH3, que le composé sera le plus

toxique [151]. L’ammoniac libre est en effet particulièrement toxique de par sa capacité à

pénétrer facilement la membrane cellulaire et une fois à l’intérieur des cellules, causer des

déséquilibres dans les pompes à proton et potassium, (homéostasie). Ainsi, il a été montré

qu’une concentration en NH3 dans le milieu, de 150-200 mg/l suffisait pour être toxique pour

les micro-organismes méthanogènes. Pour obtenir les mêmes effets, une concentration de

3000 à 5000 mg/l est nécessaire pour l’ion ammonium [104,190]. Comme précisé dans le

Tableau 9, l’inhibition causée par de trop fortes concentrations en azote est généralement

basée sur des effets de seuils. Une fois un certain seuil passé, la méthanisation est alors

stoppée due à l’inhibition des archées méthanogènes et plus particulièrement des

acétoclastiques, davantage sensibles à la présence de l’ammoniaque que les autres micro-

organismes du consortium [139,157].

48

Figure 7: Voies métaboliques de conversion de l’azote, adapté depuis [191]

En plus de la toxicité des sous-composés ammoniacaux, à partir d’une base azotée, plusieurs

voies métaboliques peuvent être préjudiciables à la méthanisation. La Figure 7 présente ces

voies et la formation de composés qui en résultent. Le développement des flores liées à ces

réactions est également la source d’une compétition pour le substrat, dans un digesteur

[192,193]. Ainsi la dénitrification a notamment été identifiée dans des cas d’inhibition

partielle ou totale de la méthanisation des eaux usées, après des traitements aérobies [194–

197].

Le rapport donneur d’électrons/accepteur d’électrons du milieu (DCO/N-NOx) est un des

paramètres mis en évidence comme impactant la voie de réduction du nitrate choisie [196]. Si

la réaction est menée avec une forte charge organique, la réduction dissimulatrice en azote

ammoniacal puis l’anammox seront favorisés par rapport à la dénitrification et inversement

pour des charges organiques faibles [198].

ii) Les acides gras volatils (AGV)

Ils sont produits lors de l’acidogenèse, de la matière organique. Une hausse rapide de leur

concentration dans un réacteur peut entraîner un changement brutal du pH [151]. Les AGV

sont toutefois des intermédiaires essentiels à la digestion anaérobie. En effet l’acide acétique

va être converti directement en méthane. Les acides butyriques et propioniques le seront eux,

après transformation en acétate et en hydrogène [199]. L’accumulation d’AGV apparait

lorsque leur vitesse de formation est bien supérieure à leur vitesse de conversion, en

précurseur de la méthanogenèse [152]. Le risque est alors d’entrainer une inhibition des

micro-organismes permettant la méthanogenèse, causée par leur sensibilité aux baisses de pH.

La littérature révèle également que des inhibitions peuvent survenir entre les différentes voies

métaboliques de dégradation des AGV [200,201]. A titre d’exemple, une concentration élevée

49

en acide acétique va inhiber partiellement la dégradation du propionate, sans toutefois affecter

celle, du butyrate [202,203].

iii) Le sulfate

Le sulfate est présent principalement dans les effluents, il est utilisé comme accepteur

d’électron et dégradé par les micro-organismes sulfato-réducteurs, en sulfite. Une inhibition

de la méthanisation peut toutefois être conséquente à la production de ces sulfites. Ces

composés sont en effet toxiques pour la flore méthanogène à des concentrations de 120-140

mg/l et de 160-200 mg/l pour la flore sulfato-réductrice. Comme présenté dans le Tableau 9,

l’inhibition va donc dépendre de la concentration en composés toxiques mais également du

TRH. Plus ce dernier va être élevé et plus l’effet inhibiteur sera important [204]. La présence

de sulfate va également être impactante dans les phénomènes de compétition entre les micro-

organismes. La Figure 8 présente les réactions, respectivement de méthanogenèse et de

réduction du sulfate ainsi que les valeurs des enthalpies libres associées à ces réactions. Le

développement compétitif des BSR vis-à-vis de la méthanogenèse, en présence de sulfate,

s’explique notamment par cet avantage énergétique. La réduction du sulfate ayant en effet,

une enthalpie plus négative que les deux voies métaboliques possibles pour les flores

méthanogènes.

Figure 8: Thermodynamique des réactions, d’après [205]

Un développement majoritaire des BSR, va ainsi entrainer, une compétition pour les substrats

nécessaires à la méthanogenèse [151]. Choi et Rim, ont étudié en 1991, le ratio DCO/[SO42-],

afin d’anticiper une potentielle inhibition par compétition entre les flores microbiennes. Ils en

concluent que le risque se situe à des ratios entre 1,7 et 2,7. Un ratio plus élevé assure en

revanche la prédominance des micro-organismes méthanogènes [204].

iv) Les cations métalliques

Le potassium et le sodium se retrouvent en concentrations plus ou moins fortes dans les

substrats de la digestion anaérobie. En faible concentration, des études montrent, qu’ils

contribuent à une augmentation de la production de biogaz [206]. Toutefois lors de

concentrations plus importantes, ils peuvent entrainer un effet inhibiteur important, sur les

micro-organismes de la méthanisation. Ils agissent alors directement sur le potentiel

membranaire des cellules et sur les pompes à protons [151]. Van Lier et al, en 1998 démontre

que lors de la méthanisation d’eaux usées riches en lipides et en sulfates, une concentration de

50

5g/l en sodium ne cause pas d’effet inhibiteur, alors que 50% de l’activité méthanogène

acétotrophique est inhibée par une concentration de 10g/l [207]. Une inhibition totale des

méthanogènes acétotrophiques étant observée à des concentrations en sodium de 14 g/l. Fang

et al., 2011 rapporte respectivement, des seuils de sodium et potassium de 11 g/l et 28 g/l

causant une inhibition de 50% du biogaz produit [208]. Les études menées sur les seuils

d’inhibition du potassium et/ou du sodium indiquent qu’ils vont dépendre du TRH, de la

température mais également de la capacité d’acclimatation du consortium microbien. Cette

dernière donnée, rend compte de la capacité des micro-organismes, à s’adapter à une source

initialement toxique, en fonction du temps. De plus, la sensibilité vis-à-vis de ces éléments ne

va pas être similaire pour l’ensemble des flores microbiennes [201,146].

v) Les métaux lourds

Ils vont être présents sous la forme de chrome, de cobalt, de fer, de zinc, de cadmium ou

encore de nickel. Ce sont des microéléments qui, présents en faible concentration, permettent

une amélioration de la production de biogaz. Si les métaux lourds sont, de par leurs natures,

essentiels à la méthanisation, ils peuvent présenter, en forte concentration, un effet inhibiteur

pour les différentes flores microbiennes et la production des précurseurs de la méthanisation

[210]. Ils sont parfois identifiés comme des causes majeures d’échecs ou de troubles dans la

conduite de méthaniseurs ([211] Hickey citant Swanwick et al., 1969). Sous leurs formes

solubles, ils entraînent la précipitation des sulfures, carbonates et hydroxydes et la formation

de complexes par précipitation avec des intermédiaires de la méthanisation [151]. La toxicité

des métaux lourds va impacter différemment les réactions de la méthanisation. Ainsi, la

production d’acide acétique est plus impactée, par ordre décroissant de toxicité, par le Cu >

Zn > Cr > Pb > Ni [204, 202].

L'effet des métaux lourd est couramment attribué à leurs capacités à rompre les fonctions et

structures enzymatiques, par liaisons avec les groupements thiol de certaines protéines. Ils

peuvent également remplacer les métaux initialement présents dans les groupements

prosthétiques et ainsi inhiber le fonctionnement des enzymes [151]. Sur les micro-organismes,

leurs formes solubles entrainent majoritairement des effets bactériostatiques [213].

Les différences entre les concentrations engendrant des effets bénéfiques pour la

méthanisation et celles provoquant des effets inhibiteurs sont cependant difficiles à trouver

dans la littérature.

51

Tableau 9: Principaux facteurs d’optimisation et d’inhibition de la méthanisation

Facteurs

d’influences

Substrat(s)

majoritaire(s) Optimisation Inhibition Publication(s)

Température

Déchet alimentaire Meilleures performances obtenues entre 45 et 50°c c Performances moins élevées obtenues entre 40 et 55°c [183]

Déchet de fruit et

légume

Température = 55°c

+ 144% et + 41% de production de biogaz comparée

respectivement à une température de 20°c et 35°c

Température = 20 et 35

Perte de stabilité due à une forte baisse du pH

Arrêt du réacteur au bout de 10j

[214]

Boue primaire

synthétique

Température = 55°c

Jusqu’à + 29% de la production de gaz obtenue à 35°c

Instabilité du procédé à 55°c nécessitant une

supplémentation en nutriment [215]

pH

Déchet de cuisine pH optimal = 7

Solubilisation de 86% du COT et de 82% de la DCO Résultat plus faible, à des pH de 5, 9 et 11 [54]

FODM

pH optimal entre 7,10-7,21

Production cumulée de méthane jusqu’à +100%, comparée

à un pH de 5.5

Inhibition partielle à pH inférieur (jusqu’à pH = 5.5)

Inhibition forte à pH supérieur (jusqu’à pH = 8) [216]

Boue d’épuration Meilleur taux de production de méthane avec pH compris

entre 6,6 et 7,8

Inhibition partielle à partir de pH inférieur à 6.1 ou

supérieur à 8.3 [217]

Taille des

particules

Déchet alimentaire Réduction de 0,843 à 0,391 mm

+ 25-30 % de la production de biogaz Pas d’inhibition mais une limite de rentabilité [73]

Eau usée

Hausse biodégradabilité et production de biogaz

Diminution des temps de digestion.

Pertinent pour substrats peu biodégradables.

[181]

Temps de

séjour/ de

rétention

Déchet alimentaire

TRH = 15j

Rendement en méthane maximal

(223 l de CH4/kg de DCO dégradée)

TRH = 8

Baisse de la stabilité du réacteur [183]

Boue activée TRH = 8j

(0.18 m3 de CH4/ kg de MS consommée)

TRH = 35j

-39% de production de méthane

(0,07 m3 de CH4/ kg de MS consommée)

[184]

Rapport C/N

Boue Ratio optimal compris entre 20 et 30 [187]

FODM synthétique

-30% d’ammoniaque total dans le digesteur avec un ratio de

32 comparé à un ratio de 27

Meilleure production de méthane à un ratio de 27, que pour

un ratio de 32

[74]

Déchet de fruits et

légumes + déchet

d’industrie

Ratio optimal compris entre 22 et 25

Inhibition partielle pour ratio C/N trop élevé

-8.1% de la production de biogaz pour un ratio de 34.2

comparé à un ratio de 27,6

[218]

Boue mixte + Meilleure production de méthane atteint avec un ratio de 15 [126]

52

Déchet alimentaire

d’industrie

93% de réduction de la MS obtenue avec un ratio de 20

Ammoniaque

Eau usée synthétique

Inhibition partielle de la production de méthane pour

des concentrations de 1,5 à 5,5 g/l d’azote ammoniacal

total

[188]

FODM synthétique

Augmentation de la production de biogaz pour des

concentrations entre 600 et 800 mg/l d’azote ammoniacal

total

Inhibition partielle pour des concentrations supérieures à 1000 mg/l

Inhibition de la méthanisation par une concentration de

2500 mg/l

[219]

Sulfate Solution de glucose

supplémentée Pas d’inhibition en dessous du seuil de toxicité Inhibition partielle à partie de 1400 mg de SO4

2-/l [220]

53

V / Les Prétraitements

Les prétraitements sont des procédés visant à modifier le substrat avant sa méthanisation et

cela afin d’améliorer les rendements de production de biogaz. Ils incluent des mécanismes

d’hydrolyse thermique, physique, chimique et biochimique ainsi que des procédés de

concentration. Ils permettent également d’accélérer la vitesse des réactions métaboliques, de

diminuer la taille des réacteurs ou les volumes de digestat [213, 214]. Le Tableau 10, présente

les principaux procédés de prétraitements employés en fonction des différents substrats.

a) Prétraitements physiques

i) La concentration ou l’épaississement

Ces procédés sont employés principalement dans le traitement des eaux usées. Ils ont pour but

de diminuer la présence d’eau et de maximiser la MV dans l’effluent. Pour cela, le procédé

peut être gravitaire, être réalisée mécaniquement par centrifugation et déshydratation, ou

thermiquement par séchage. Cette étape a également un intérêt dans la réduction des volumes

des digesteurs [1]. La phase liquide, extraite lors du procédé peut, par la suite, être

réintroduite, partiellement ou totalement dans le réacteur. Cette fraction d’eau est employée

pour orienter le procédé vers une méthanisation par voie sèche ou par voie humide [68].

ii) Le broyage

Le broyage est principalement utilisé pour la valorisation de déchets présentant une forte MS.

Il permet de « casser » la matière, de la rendre plus soluble et ainsi d’augmenter la surface

d’échange entre les enzymes et le substrat. Comme présenté dans le Tableau 10, il va ainsi

permettre une augmentation de la production de biogaz et une diminution du temps nécessaire

aux étapes biologiques. Le procédé est notamment utile dans le cas d’une MS riche en

composés difficilement dégradables [223]. Pour certains substrats, la réduction de la taille des

particules peut, toutefois entrainer, une accumulation excessive d’AGV préjudiciables au

procédé de méthanisation [73].

iii) L’application de force de pression

L’application de force de pression est réalisée, en fonction de l’intensité du traitement désirée.

De nombreux brevets et applications industrielles permettent d’opérer des pressions entre

1bar et 900bar, le substrat est ensuite, brutalement dépressurisé, provoquant la lyse des

cellules, la réduction des chaînes moléculaires et une diminution forte de la matière en

suspension [93]. Cette étape peut être couplée par la projection du substrat sur une plaque de

collision afin d’intensifier le traitement [221]. Le Tableau 10 permet de constater une

augmentation de la solubilité du substrat et de la production de biogaz après traitement.

54

iv) L’utilisation d’ultrasons

Elle permet de déstructurer les membranes des cellules et les flocs de matière en suspension

par phénomène de cavitation acoustique générée à faible fréquence. Cela aboutit à

l’abaissement de la pression en phase aqueuse en dessous de la pression de vapeur saturante,

entrainant une formation de microbulles [221]. L’implosion du gaz emplissant les bulles,

conduit à libérer une importante force de cisaillement capable de lyser les membranes

cellulaires et désagréger les particules présentes dans la matière [224]. Le Tableau 10 indique

les bénéfices obtenus dans la littérature, pour des fréquences et des intensités de traitement de

la biomasse, différentes.

v) Les procédés thermiques

Ces procédés sont généralement de trois types, mésophiles, s’ils sont appliqués à des

températures comprises entre 35 et 45° C. Ils sont thermophiles, aux alentours de 55°C et

hyper-thermophiles vers 70°C et au-delà. La littérature comprend de nombreuses études

concernant ce type de prétraitement [217, 218, 219, 220]. Le procédé d’hydrolyse thermique a

pour objectifs de solubiliser les MV par le fractionnement des chaînes moléculaires et de

diminuer ainsi la durée de la phase d’hydrolyse. Cette solubilisation est supérieure, pour une

température comprise entre 170°C et 190°C, à des procédés par ultrason et ozonation [227].

Au-delà de 70°C, une augmentation de la biodégradabilité est également observée par

dégradation de la matière organique dite « récalcitrante » [221]. Ces procédés offrent de plus,

un caractère hygiénisant non négligeable, aboutissant à une réduction des micro-organismes

pathogènes [229]. Les procédés thermiques présentent également l’avantage d’abaisser la

viscosité du substrat à traiter. La viscosité d’un effluent diminue lors de l’application de

nombreux types de prétraitement, c’est toutefois lors de l’utilisation de températures

comprises entre 170°C et 190°C, que l’on constate les plus fortes baisses [227]. L’optimum

temps/température de ce prétraitement est situé, d’après la littérature, entre 160°C et 180°C

pour une durée de traitement de 30 à 60 min [221].

b) Prétraitements chimiques et biologiques

i) Les procédés alcalins

Ils agissent notamment par rupture des liaisons hydrogènes (saturation en OH-) et

déstructuration de la matière composant le substrat. Les réactions chimiques qu’ils

engendrent, permettent ainsi une augmentation de la solubilité. En parallèle, l’addition de

composés alcalins augmente la fraction minérale du substrat, ce qui peut être un inconvénient

pour la réduction des volumes des installations. L’augmentation de la MM peut possiblement

présenter un avantage pour des posttraitements type Zone de Rejets Végétalisées. Les

prétraitements alcalins sont simples à mettre en œuvre [230], mais ils s’avèrent plus lents et

généralement moins performants que des procédés thermiques [221]. De plus, l’ajout de

55

composés chimiques représente un coût supplémentaire non négligeable. Il peut également

nécessiter une étape de neutralisation avant son emploi en méthanisation. Afin d’accroitre ses

performances, le procédé d’hydrolyse alcaline est généralement couplé à une augmentation de

la température. Les résultats sont alors significativement meilleurs [223, 217, 224, 225].

ii) L’ozonation

L’ozonation est le procédé de prétraitement chimique, le plus souvent employé pour la

méthanisation des boues activées [234]. Durant l’ozonation, l’oxygène se transforme en ozone

qui en contact avec l’eau se décompose sous la forme de radicaux, capables de réagir avec une

large gamme de composés organiques et inorganiques [221]. Ces réactions vont engendrer

une réduction de la taille des particules, une libération de matière organique par lyse des

cellules et ainsi une meilleure solubilisation du substrat [235]. Il est à noter que cela

correspond à l’action indirecte du procédé. En effet l’ozone, par action directe, oxyderait la

MO libérée au détriment du consortium microbien, pouvant conduire jusqu’à la lyse des

biofilms microbiens [227]. Pour ces raisons et comme indiqué dans le Tableau 10, la quantité

d’ozone ajoutée, doit être précisément étudiée pour éviter une baisse de la production de

biogaz. Concernant le traitement des boues activées, l’ozonation est décrite en trois phases,

fonction de sa concentration dans le milieu. La première correspond à une faible

concentration entrainant la décomposition des flocs. La seconde, plus concentrée, engendre, la

solubilisation du substrat. La troisième, à éviter, provoque la minéralisation d’une fraction de

la matière organique [236].

iii) L’hydrolyse enzymatique

Elle constitue une des principales voies biologiques pour le prétraitement du substrat. Elle se

réalise par l’ajout d’enzymes extraites de micro-organismes ou par l’inoculation de micro-

algues. La littérature sur ce type de procédé est moins riche que celle concernant les procédés

plus conventionnels tel que l’hydrolyse thermique, toutefois les résultats présentés semblent

prometteurs [237]. Les enzymes permettent alors une forte augmentation de la solubilité de la

matière, ainsi que de la qualité et de la quantité de biogaz produit [238]. Le recours aux

prétraitements biologiques est particulièrement étudié pour les effluents présentant de forte

concentration en composés difficilement dégradables. Le but est de réaliser l’hydrolyse de ces

constituants par l’emploi d’enzymes normalement absentes de la flore anaérobie. Leur emploi

a également été mené avec succès pour le prétraitement de substrats riches en graisse et de

diverses eaux industrielles [231, 232, 233].

56

Tableau 10: Principaux procédés de prétraitement appliqués à la méthanisation

Procédés Substrat(s) majoritaires(s) Conditions Résultats Publication

Concentration

Boue activée

- Par épaississement des boues

- Par déshydratation des boues

(centrifugation ou filtration)

- Par séchage des boues

+ 4-6 % de siccité

+ 15-40 % de siccité

+ 35-95 % de siccité en comparaison aux boues non traitées

[242]

Boue activée Centrifugation/concentration En moyenne, + 31,8 % de production de méthane en comparaison aux

boues sans prétraitement [92]

Broyage

Déchet alimentaire

-Réduction de la taille des particules de

0,843 à 0,391 mm + 28 % de la production de biogaz [73]

FODM

- Presse à vis

- Broyage + aimant

- Lit de disque

Meilleure production de biogaz obtenue par broyage puis aimantation [243]

Lisier - Réduction taille fibre de 5mm à d’1-2 mm

-Réduction taille fibre à 0,35 mm

+ 16% de la production de biogaz

+ 20% de la production de biogaz [244]

Force de Pression

Boue activée A 30 bar Augmentation de la solubilité du substrat, diminution du TRH [93]

Boue activée + Boue

primaire (60%-40%) A plus de 600 bar

- Meilleure dégradation du substrat

+ 15-22% de la production de méthane en comparaison aux boues non

traitées

[245]

Ultrason

Boue primaire Haute intensité (3,6 kW), faible fréquence

(31 kHz)

- Augmentation de la DCO, réduction taille des particules

+ 4,5 % d’abattement des MV

- Augmentation de la production de biogaz en comparaison aux boues

non traitées

[224]

FODM 15 000 kJ/kg MT + 16 % de la production de biogaz

+ 9 % de DCO soluble [236]

FODM + Boue 750 Watt, faible fréquence (20kHz) + 24 % de la production de biogaz

+ 60 % de DCO soluble en comparaison au substrat non traité [246]

Procédé

thermique

Boue activée 170°C, 60 min + 61% de dégradation de la DCO

+ 54 % de production de biogaz en comparaison aux boues non traitées [225]

Boue activée 170°C, 30 min + 80 % d’élimination de de la matière organique

+ 77 % de production de biogaz en comparaison au substrat non traité [227]

57

FODM 70°C, 60 min Pas d’augmentation de la production de biogaz car substrat très

biodégradable [233]

Boue d’épuration

Déchet de fruits et légumes

Déchet alimentaire

170°C, 60 min

+ 16,1-65,5 % de la production de méthane pour les fruits et légumes

et les boues en comparaison aux déchets non traitées

Baisse de la production en méthane pour les déchets alimentaires

[179]

Procédé alcalin

Déchet vert 28-30% (m/m) NH4OH pendant 24h à 50°C +19.5 % de production de biogaz en comparaison au substrat non traité

86.7 % des sucres présents sous formes solubles et accessibles [99]

FODM 62.0 mEq Ca(OH)2/l pendant 6h

+ 172 % de la production de méthane en comparaison au substrat non

traité

Augmentation de la DCO soluble

[247]

Boue activée - 1,68 g KOH dm-3 (pH 10) pendant 1h

- 3,65 g KOH dm-3 (pH 12) pendant 1h

+ 9,3 % de la DCO soluble

+ 30,7 % de la DCO soluble [225]

Ozonation

Boue activée 0,03 to 0,05 g O3/g MS 60-65 % du Carbone Organique Total, disponible [234]

FODM 0,16 g O3/g MS

+ 55 % de la DCO soluble

+ 37 % de la production de biogaz en comparaison au substrat non

traité

[236]

Déchet vert 0,79 g O3/g MS pendant 10min

48.5% de sucres solubilisés

Seuil d’inhibition dépassé

Réduction de la production de biogaz

[99]

Hydrolyse

enzymatique Boue primaire Cellulase et Pronase E

+ 34 % de la DCO, consommée en comparaison au substrat non traité

Réduction de 80 % des MES

Réduction de la formation d’AGV

Stabilisation du pH

[84]

58

VI / Fonctionnement d’un réacteur

a) Températures de fonctionnement

La température est un paramètre important dans la conduite d’un digesteur, ainsi les procédés

sont généralement classés en fonction de trois plages de température distinctes. Le choix de la

température de conduite du réacteur implique notamment le déroulement de la méthanisation

et son coût énergétique. Dans la littérature, des recherches ont ainsi, été menées, afin de

comparer les résultats obtenus par méthanisation d’un substrat, en fonction de ces trois plages

de températures. Le Tableau 11 présente certains de ces résultats, appliqués à des gisements

urbains et industriels.

Les procédés psychrophiles, fonctionnent à des températures comprises entre 5 et 20 °C, ils

sont en deçà des plages thermiques optimales pour les micro-organismes de la méthanisation,

majoritairement mésophiles [248]. Il a été démontré qu’il ne s’établit pas dans le digesteur de

flore spécifique à ces températures. Le processus s’apparente à une acclimatation des micro-

organismes et à l’émergence de certaines bactéries au sein du consortium [249,250]. La flore

de la méthanogenèse y est par exemple, composée de micro-organismes sous forme

filamenteuses, dont la prédominance favorise l’établissement de biofilm granulaire, dans le

digesteur [249]. A ces températures, il est également difficile pour les bactéries de fournir

l’énergie nécessaire aux réactions de dégradation de la matière première. A ces fins, certaines

voies métaboliques moins coûteuses sont favorisées, notamment les réactions de réduction du

sulfate par les BSR et la voie hydrogénotrophe de production du méthane [248]. Les réactions

d’acétogenèse et la voie acétoclastique de la méthanogenèse sont, elles, limitées en condition

de basse température. Cela peut alors engendrer des inhibitions, principalement par baisse du

pH. La faible température du milieu va également influer sur les cinétiques de transfert et

d’état même, des substrats. Ainsi, en condition psychrophile, la solubilité des gaz est plus

élevée, le méthane est donc davantage piégé sous forme soluble dans la phase liquide. Il est de

plus, observé une accumulation dans le milieu, du CO2 et du dihydrogène, tous deux,

responsables d’inhibitions. Les procédés psychrophiles répondent cependant à un challenge

économique de la méthanisation, où la réduction des coûts financiers et la facilité

d’implantation dans des pays chauds (condition ambiante égale à des conditions

psychrophiles), serait un avantage au développement de la filière [178].

Les procédés mésophiles, sont les plus couramment employés, leur plage de température est

comprise entre 25°C et 40°C. La stabilité du processus biologique est alors optimisée pour

permettre l’établissement des réactions biologiques et du consensus microbien nécessaire à la

méthanisation [215]. Des températures plus élevées entrainent une accélération des voies

métaboliques (lois d’Arrhenius), conduisant généralement à une hausse du rendement en

biogaz. Cette augmentation de la production est liée, notamment à l’amélioration de la phase

d’hydrolyse. Comme présenté dans le Tableau 11, l’inhibition dans ce type de procédé est

moins présente que lors de fonctionnement en condition psychrophile ou thermophile. Il est

également rapporté que le digesteur peut alors supporter des chocs de température compris

entre 30 et 35°C sans que cela n’impacte de façon importante et permanente la production de

méthane. Cette dernière se stabilisant rapidement après une légère baisse [251].

Les procédés thermophiles, permettent d’améliorer l’ensemble des cinétiques du digesteur,

leur plage de température est comprise entre 50°C et 60°C. Une température plus élevée est

59

généralement favorable à une solubilisation de la MO. Le procédé est ainsi principalement

employé afin d’augmenter la production de biogaz, de réduire les temps de séjour ou la taille

des installations. Au-delà de ces valeurs de température, la littérature indique que

l’accélération des voies métaboliques est particulièrement nuisible aux procédés de

méthanisation. Cela est notamment due au phénomène de lyse des bactéries permettant la

dégradation de l’acétate et à l’accumulation d’AGV dans le milieu [252]. Sur le plan

microbiologique, ces conditions vont toutefois nécessiter un temps supplémentaire pour

l’établissement d’un consortium microbien stable. Des conditions thermophiles ayant en effet

pour conséquence de réduire le nombre de groupes microbiens présents. Cette sélection des

flores du réacteur va également permettre, en plus de la chaleur appliquée, une meilleure

hygiénisation du digestat par destruction de certains germes pathogènes et des œufs

d’helminthes [253]. Afin de compenser la diminution du nombre d’espèces bactériennes, les

procédés thermophiles sont généralement appliqués dans des systèmes immobilisé (biomasses

fixées) [252]. Les températures thermophiles permettent également, de diminuer la viscosité

du milieu, ce qui est favorable à la conduite de procédé en voie sèche. Comme ce procédé est

dépendant d’un apport extérieur d’énergie, il est majoritairement étudié et appliqué pour le

traitement de substrats riches en matière organique (45000 mg MS/l) ou en composés

récalcitrants (ligno-cellulose) [98]. Sur le plan économique, le procédé présente toutefois des

inconvénients qui doivent être mis au regard du gain réalisé sur ses performances

énergétiques. Ainsi les applications en condition thermophile sont souvent restreintes à un

premier digesteur réalisant les étapes d’hydrolyse et d’acidogenèse. Ce type de procédé

permet alors de limiter l’apport extérieur en énergie, de limiter l’inhibition des étapes les plus

sensibles de la méthanisation, le tout, en préservant une production de méthane conséquente

[251,254].

60

Tableau 11: Impact des différents régimes de température sur la méthanisation

Température Conditions Substrats Réacteur/Alimentation Résultats Références

Psychrophile

T°: 10-12°C

CO: 12 g DCO/l/j.

TRH: 1,6-2,5 h

Eau Usée EGSB, continue 90% de la DCO consommée

Faible production de méthane [250]

Psychrophile T°C : 14-22°C

TRH : 4-4,5 j. FODM Batch

Faible taux de conversion de la MV en DCO utilisable

Faible taux de conversion de la DCO utile en AGV [184]

Psychrophile T° : 13°C

TRH variables Eau Usée

Filtre anaérobie et

réacteur hybride, semi-

continue

71% de la DCO consommée

60% de cette DCO, convertie en méthane [255]

Psychro. / Méso.

T°: 15°C/37°C

CO: de 1,62 à 4,47

kg DCO/m3/j.

TRH : 18-48 h

Effluent

industriel EGSB-AF

Aucune différence significative dans la consommation de la DCO

- 50% de production de biogaz en condition psychrophile

Performances améliorées par l’augmentation des paramètres hydrauliques

[256]

Méso. / Thermo.

T°C : 37°C/55°C

TRH : 30 j. / 19 j.

CO : 3 g MS /l/ j.

et 5 g MS /l/ j.

FODM,

hygiénisée UASB, Semi-continue

Plus grande diversité microbienne à 37°C

Volume de biogaz produit, identique

Consommation de la DCO, identique

[69]

Méso. / Thermo.

T°C : 37°C/55°C

CO : variables

TRH : 30 j.

Boue primaire

synthétique

CSTR, Batch et

continue

Augmentation des performances du digesteur en condition thermophile

Sensibilité du réacteur aux AGV

Inhibition des réacteurs à un pH de 5,5

[215]

Méso. / Thermo. T°C : 37°C/55°C

TRH : 8-10-12 j.

Déchet

Alimentaire

Digesteur étagé, Semi-

continue

Meilleures performances en condition thermophile

83% de la DCO consommée [183]

Thermophile

T°C : 55°C

CO : 2 à 4 g MS/l/j.

TRH : 58-115 j.

Déchet

Alimentaire CSTR, semi continue

Nécessite l’ajout de nutriments

Forte inhibition par l’accumulation d’AGV et par la présence de NH3 [257]

Psychro. / Méso.

/ Thermo.

T°C :

20°C/35°C/55°C

TRH : 10-20 j

CO : 4, 6, 8 et 10%

de la MS

Déchet de Fruits

et Végétaux

Digesteur tubulaire,

Semi-continue

Production d’énergie supérieure en condition thermophile en comparaison aux

conditions psychrophile et mésophile

Production de gaz quotidienne augmentée, diminution du TRH et du

dimensionnement du digesteur thermophile

Digestat de meilleure qualité

[214]

61

b) Co-digestion

La co-digestion est à opposer à la mono-digestion, elle correspond à l’alimentation d’un

réacteur par au moins deux substrats différents. Le mélange se fait généralement, par une

répartition en fonction de l’apport de MV des substrats respectifs, il peut toutefois être réalisé

en fonction d‘autres paramètres, tels que le rapport C/N ou la MS. Le Tableau 12 présente des

exemples de co-digestions, basées sur au moins un déchet urbain. La co-digestion apparait

comme un moyen de produire une réaction de méthanisation souvent plus stable ou avec de

meilleurs rendements. Elle permet également, de traiter plusieurs gisements par un procédé

unique, facilitant ainsi une gestion globale des déchets. La co-digestion offre la possibilité de

valoriser certains substrats impossibles à méthaniser en mono-digestion. En effet, dus à des

profils inhibiteurs tels que la présence de composés toxiques, ou de composés en trop fortes

concentrations, un substrat peut, ne pas être favorable à la méthanisation malgré une présence

importante de MO disponible. L’ajout d’au moins un substrat peut alors permettre, un

phénomène de compensation (ex : pouvoir tampon) ou de dilution. La co-digestion est ainsi

un moyen d’éviter un apport en nutriment durant un procédé de méthanisation en continu. En

effet, une des limites sur le long terme des procédés continus, est la carence en un ou

plusieurs nutriments nécessitant alors un apport en additifs plus ou moins fréquents. En cela,

l’apport de substrat de sources différentes offre généralement un panel de nutriments et de

minéraux plus larges et donc une réaction plus stable.

62

Tableau 12: Alimentation de réacteur par co-digestion

Substrats Régime Fraction Charge

organique TRH Température Résultats Sources

FODM + lisier

(vache) Voie humide

50%

(MV/MV) 3,3–4,0 g-MV/l/j. 14-18 jours Thermophile

Réaction stable, accroit le potentiel de la

méthanisation du lisier [68]

FODM + déchet

agricole

Batch ; Réacteur 2

étapes ; Voie sèche

91% - 9% (MT

FODM + lisier

200 kg (MT) de

MIX 141 jours -

Meilleure dégradabilité, méthanisation

plus performante [258]

BP + BA Batch ; Voie humide 1:1 0,4 g MVS/dm3

par jour 35 jours Thermophile Méthanisation stable et performante [124]

DA + BP/BA

Batch et Semi-

continue ; Réacteur 2

étapes (UASB et

CSTR) ; Voie humide

DA 25%

Boues (1:1)

75% (vol.)

1,5-3 MVS/dm3

par jour

38 jours ou

séparé en 11j

et 17j

Mésophile et

Thermophile Méthanisation stable et performance [124]

FODM + sang de

volaille

Semi-continue ; CSTR

; Voie humide

1:2 et 1:2.3

(sang/FODM) 1,5 kg MVS/m3/j 36 jours Mésophile

Méthanisation stable

Inhibition pour une charge supérieure [122]

Papier et algue

(sous forme de

boue)

Semi-continue ; Voie

humide

50%

(MV/MV) 4 g MV/l/j 10 jours Mésophile

Méthanisation stable ; rapport C/N

proche de 20-25 ; Meilleure production

de biogaz

[259]

DA + divers

déchets industriels

et agricoles

Batch Variable 55-96 kg MV/m3 25 semaines Mésophile

Meilleure production de biogaz et

meilleur pourcentage de méthane ; baisse

de la siccité du substrat

[260]

63

Le Tableau 12 permet de constater que la co-digestion met en commun un nombre varié de

substrats. La proximité entre leurs différents gisements est généralement, le point clef à

l’établissement de ce type de projet. Il présente également, des cas où la co-digestion est un

moyen de diluer une concentration en composés potentiellement inhibiteurs. Cela permet

alors d’augmenter la charge organique acceptable par le réacteur et la fraction du gisement

traitée. D’un point de vue énergétique, la co-digestion est généralement un moyen de produire

des quantités de biogaz supérieures grâce à des réactions plus stables ou des charges

organiques plus élevées. Pour ces raisons, elle est un levier permettant, tout comme les

paramètres de température, de CO ou de TRH, d’affiner les cinétiques des réactions de

méthanisation.

c) Digestion par voie humide/voie sèche

La digestion anaérobie peut se réaliser en voie humide ou en voie sèche en fonction de la MS

comprise dans le substrat. La voie humide se réalise avec des concentrations en MS inférieure

ou égale à 10%, à l’inverse, la voie sèche se caractérise par des teneurs en MS au moins

supérieures à 15%. Une concentration en MS intermédiaire est parfois nommée sous le terme

de « semi-liquide ». Dans les conditions de méthanisation par voie sèche le substrat utilisé a

une texture, dite « pâteuse ». L’eau présente est majoritairement sous forme liée et la quantité

d’eau libre est faible [261,262].

Le nombre d’installations ayant recours à la méthanisation par voie sèche est en constante

augmentation, notamment auprès des industriels. Le procédé présente en effet, certains

avantages mais n’est toutefois pas exempte de défauts. Les différences qui opposent les

procédés de digestion humide et sèche, se font sur la proportion d’eau disponible dans le

milieu. Ainsi, comme décrit par Bollon et al., en 2012, la problématique revient à s’interroger

sur le rôle de l’eau dans la digestion anaérobie [263]. Le Tableau 13, présente, d’après la

littérature, les avantages et inconvénients des deux types de procédé.

L’eau libre dans un réacteur influe sur le dimensionnement de ce dernier. La digestion

anaérobie par voie humide a recours à des réacteurs plus gros sans toutefois traiter des

quantités de déchets plus importantes. La diminution du volume d’eau va néanmoins influer

sur l’effet de dilution régnant dans le méthaniseur. L’eau libre étant moins présente, les

composés toxiques apportés par le(s) substrat(s) impactent alors davantage la conduite du

procédé. De manière générale, l’eau libre dans un digesteur influence également la motilité

des molécules et des micro-organismes. De cette dernière, dépend les interactions enzymes-

substrats, et donc l’ensemble des étapes de la méthanisation, de l’hydrolyse à la

consommation des AGV et la formation du méthane. La motilité impacte ainsi, la croissance

des micro-organismes et le temps nécessaire à la formation du consortium microbien. Afin

donc, de limiter ces phénomènes et d’éviter la formation de zones d’accumulation, la

méthanisation en voie sèche doit s’équiper de systèmes d’agitation conséquents. Il est

toutefois, généralement admis, que cette baisse de la motilité, due à de faibles concentrations

en eau, a pour conséquence des productions en méthane réduite et des temps de séjour plus

longs.

Pour compenser cela, sur l’ensemble des unités de méthanisation sèche installées en 2005,

96% d’entre elles étaient réalisées en conditions thermophiles [16]. Ces conditions semblent,

en effet, permettre une augmentation des cinétiques et de la production de biogaz,

s’approchant alors des rendements de la méthanisation mésophile en voie humide [264]. La

64

meilleure résistance aux variations de pH, de la méthanisation en voie sèche, favorise

également l’emploi de température thermophile. Cette résistance est due à une prédominance

de Methanosarcina sp., archae méthanogenèse, dont les tolérances en pH sont situées entre 5-

8 [265]. Ainsi, si la voie sèche admet des réductions de coûts, dus à des installations moins

volumineuses, l’emploi de temps de séjour plus long, d’une agitation spécifique et de

température thermophile, sont toutefois à considérer.

65

Tableau 13: Avantages et inconvénients de la méthanisation par voie sèche et voie humide

Avantages Publications Inconvénients Publications

Voie Sèche

Dimension réduite [266]

[267] Substrat hétérogène

[268]

[269]

Charges applicables importantes [16] Conduite et suivi du procédé, difficiles [263]

[268]

Posttraitement facilité [270]

[263] Importantes sources d’inhibitions

[261]

[271]

[272]

[217]

Meilleure efficacité des apports en

chaleurs

[264]

[273]

[274]

Manque de connaissance scientifique

[263]

[275]

[276]

Peu ou pas d’ajout d’eau (en fonction du

substrat)

[270]

[217] Besoin important d’agitation

[277]

[278]

[15]

Prétraitement faible [279] Temps de séjour long [280]

Tolérance aux variations de pH, plus

importante [265]

Avantages Publications Inconvénients Publications

Voie Humide

Substrat homogène

[104]

[281]

[68]

Dimension importante [266]

[267]

Temps de séjour réduit [64]

[70] Posttraitement plus couteux [139]

Meilleure conduite de procédé

[139]

[1]

[267]

Prétraitement plus couteux

[104]

[227]

[221]

[269]

Dilution du milieu (inhibitions moindres) [151]

[282] Une partie des apports de chaleur est perdue

[266]

[274]

Bonne connaissance des cinétiques [283]

[136]

66

d) Régime d’utilisation

Avant d’évoquer la typologie des réacteurs, il est également important de considérer les

différents régimes d’alimentation, communs à ces derniers. Il est généralement considéré

quatre modèles, le régime discontinu (batch), le régime semi-discontinu (sequencing batch

reactor ou SBR), le régime continu et le régime semi-continu.

Le fonctionnement discontinu ou batch, est un régime où la réaction de méthanisation se fait

sans échange avec l’extérieur. Ainsi une fois le cycle commencé, il n’y aura aucun apport de

matière, ni sortie du digestat ou du lixiviat. Le réacteur est alors ensemencé avant le début

d’un cycle et entièrement vidé à la fin de celui-ci. Le temps de séjour de la matière organique

est généralement assez long pour opérer une dégradation complète du substrat [284].

Le fonctionnement semi-discontinu, correspond à un régime d’alimentation où sont réalisées

des séquences successives d’alimentation, suivies d’une décantation et d’une vidange partielle

du réacteur. Le volume du milieu réactionnel change donc au fur et à mesure des séquences de

remplissage. Le temps de séjour doit être suffisant long pour permettre d’opérer l’ensemble

des réactions biologiques. Le surnageant est ensuite éliminé et il y a conservation uniquement

de la fraction de biomasse microbienne [1].

Le fonctionnement en continu, correspond à un régime nominal ou le flux de matière entrant

est constant et égal à la quantité de résidu évacuée du digesteur. Le volume réactionnel est

donc stable tout au long du procédé. La conduite de ce dernier, va se faire notamment par la

maîtrise des conditions hydrodynamiques [284].

Le fonctionnement d’un régime d’alimentation semi-continu, correspond à un intermédiaire

au fonctionnement continu. Le volume de milieu dans le réacteur, reste le même tout au long

du procédé. Les flux d’alimentation et de vidange se font donc sur des volumes similaires.

Toutefois, ces derniers ne sont pas constants dans le temps, mais vont être réalisés à des pas

de temps définis.

Le choix du mode d’alimentation n’est pas sans conséquence puisque le renouvellement du

milieu nécessite que le substrat soit équilibré en nutriment pour ne pas créer des carences dans

le temps. Un mode d’alimentation en continu, crée également des cinétiques nouvelles qui

peuvent être favorables à des effets d’inhibition. Ce choix est également impactant en termes

de collecte et de stockage des gisements de déchets à traiter. Park et al., 2018 montrent de

plus, que pour la méthanisation des déchets alimentaires, il semble préférable d’alimenter un

réacteur en continu malgré une biomasse diluée dans de l’eau, que par une alimentation

fractionnée avec une matière brute et non diluée.

VII / Typologie des réacteurs (voie humide)

En plus des paramètres influençant la tenue de la réaction de méthanisation, le type de

réacteur va également jouer un rôle important dans son déroulement. Pour cela, le choix du

procédé va prendre en compte la nature des gisements, leurs caractéristiques et le volume du

flux à traiter. D’autre paramètres sont également importants, tels que la place disponible, le

coût du procédé, sa maintenance, le niveau de maîtrise nécessaire, ou encore les performances

67

souhaitées. La littérature présente ainsi un grand nombre de types de réacteurs différents en

fonction de l’application envisagée. Considérant l’emploi d’eaux usées ou de boues lors de la

méthanisation urbaine, il a été choisi de limiter cette étude des réacteurs, aux procédés en voie

humide.

a) Caractéristiques des réacteurs

La Figure 9, donne un aperçu des procédés couramment utilisés pour la méthanisation en voie

humide.

Figure 9: Typologie des réacteurs pour la digestion anaérobie, d’après [139]

Les systèmes conventionnels regroupent ainsi les premiers réacteurs de méthanisation. Ce

sont des procédés rustiques, simples d’utilisation mais ne permettant pas un contrôle précis

des réactions biologiques.

Les systèmes dits « à fort débit » comprennent les réacteurs étudiés pour des applications

spécifiques et dont le but est une optimisation des conditions opératoires. Ils se divisent en

deux catégories. La première « à cellule immobilisée » induit l’utilisation de support pour le

développement de la biomasse microbienne, permettant une concentration importante de

micro-organismes dans le réacteur. La seconde, soit des réacteurs « à cellule libre »,

correspond à des procédés ou la biomasse n’est liée à aucun élément, permettant un gain de

place et de flexibilité mais exposant à des risques de lessivage. Le Tableau 14 prend la forme

d’une synthèse des principaux avantages et inconvénients de ces réacteurs.

68

Tableau 14 : Comparaison et caractéristiques des réacteurs

Typologie Avantages Inconvénients Références

Fosse septique Simple d’utilisation, flexibilité d’alimentation si bonne connaissance du procédé,

simple d’installation, peu de maintenance Très faibles rendements de biogaz, peu de maîtrise du procédé

[139]

[194]

Lagunage

anaérobie

Simple d’utilisation, flexibilité d’alimentation si bonne connaissance du procédé,

possible adjonction d’un brassage séquentiel, peu de maintenance

Influence de la température majoritairement sur le procédé, temps de

rétention élevé, dimensionnement important, peut entrainer des nuisances

si non recouvert

[139]

[285]

[194]

Digesteur à cuve

agitée et flux

continu (CSTR)

Particulièrement efficace pour traiter les effluents riches en MES, investissement

faible, simple d’utilisation, flexibilité d’alimentation si bonne connaissance du

procédé, bonne homogénéité

Agitation mécanique intermittente, pouvant être accompagné par la

recirculation du lixiviat, forte corrélation entre le temps de rétention et la

température, pouvant demander l’ajout d’un module de chaleur, aucun

mécanisme pour le maintien de la biomasse, risque de lessivage

[139]

[285]

[194]

[98]

Filtre anaérobie

Simple de construction, ne demande pas d’agitation mécanique, bonne stabilité,

résistance aux chocs d’alimentation en MO et composés toxiques (propriété des

biofilms), réactivation rapide après période de non alimentation, forte

concentration microbienne, temps de traitement court, risque de lessivage diminué

Risque de colmatage en fonction de la solubilité de la MO, engendrant

souvent des chemins préférentiels, nécessite de la maintenance, volume

réacteur important dû au support, coût supplémentaire dû au média

immobilisé, homogénéité réduite

[286]

[285]

[194]

[98]

Réacteur à lit

fluidisé/turbulé

Bonne stabilité et homogénéité, forte concentration microbienne, résistance

augmentée aux composés inhibiteurs (propriété biofilm), surface spécifique

importante, accepte des CO basses ou élevées, temps de séjour court, ne présente

pas de risque de colmatage

Particulièrement sensible au changement de pH, demande une importante

recirculation du lixiviat pour assurer les hautes pressions hydrodynamiques

nécessaire à la fluidisation des supports colonisés, coût de l’ouvrage et des

supports

[139]

[194]

Réacteur en deux

étapes

Permet l’optimisation de chaque réacteur en fonction de l’état de la matière le

composant, augmentation de la production de biogaz et diminution du temps total

de traitement. Traitement de la biomasse floculée et de la MO non-digérée. Forte

réduction du risque d’inhibition de la méthanisation

Coût d’installation élevé, demande une bonne connaissance et une bonne

maîtrise du procédé

[139]

[194]

[98]

[284]

Réacteur à

compartiments

Permet d’augmenter les contacts entre le substrat et les micro-organismes,

formation spontanée d’un lit microbien et de granules (biofilm autoporté)

Difficulté à conserver des conditions optimales dans chacun des

compartiments, absence de système de rétention de la biomasse, coût et

dimensionnement important

[139]

[194]

Réacteur à lit de

boue (UASB)

Robuste, forte concentration microbienne, augmentation de la densité des micro-

organismes (granules), peu sensible au risque de lessivage, augmentation des

contacts entre le substrat et la biomasse microbienne, accepte une large gamme de

concentration en MO, bonne performance avec des charges en MO élevée, coût

d’investissement réduit

Performance fortement impactée par le temps de rétention appliqué, 10-

11% d’espace mort dans le réacteur, période de la montée en charge

longue, risque de lessivage précoce (le lit microbien n’étant pas encore

assez dense), risque de colmatage ou de création de chemin préférentiel si

le substrat est riche en MES ou composé non dégradable.

[286]

[287]

[288]

[289]

Réacteur à lit

granulaire turbulé

(EGSB)

Procédé proche des UASB, stable et performant, turbulence et homogénéité

augmentés, pas de risque de colmatage, amélioration du contact entre la biomasse

et le substrat, concentration en micro-organismes supérieures à l’intérieur des

granules microbiennes, peut traiter une large gamme de concentration en MO et

de température

Nécessite une forte vélocité superficielle pour maintenir le lit microbien en

expansion, taux de recirculation élevé, demandant un flux de substrat

entrant conséquent, une forte concentration en MES peut impacter les

performances du réacteur, structure plus imposante pour meilleur ratio

hauteur/diamètre, coût plus élevé

[286]

[287]

[288]

[289]

Réacteur à

recirculation

interne

Conçu pour garantir de haute performance lors de flux en substrat riche en MO Nécessite de fortes conditions hydrodynamiques pour fonctionner, coût

important

[139]

[194]

68

La connaissance des avantages et des inconvénients des différents types de réacteur est une

première étape dans le choix du procédé à employer. Il est ensuite nécessaire de tenir compte de

la nature des substrats et des performances souhaitées. Dans une optique de valorisation des

déchets à l’échelle du quartier, la nécessité de réduire la taille des installations et d’optimiser le

procédé, pousse à exclure les systèmes conventionnels. La composition d’un mix des gisements

de déchets urbains nécessite également de considérer un substrat riche en matière en suspension

et donc à exclure les procédés présentant des risques de colmatage. L’emploi de réacteur en lit

fluidisé ou à recirculation interne, de par la complexité à maintenir des conditions

hydrodynamiques suffisantes, semblent également peu adaptés. Enfin, le coût du procédé et la

maitrise que nécessite son utilisation, sont des éléments à évaluer au cas par cas en fonction du

contexte d’intégration. La littérature scientifique permet, elle, de conclure qu’à titre d’étude, la

méthanisation des déchets alimentaires, boues primaires, FODM, déchets verts, ou la co-

digestion de ces substrats, est réalisé le plus souvent par des CSTR, en régime semi-continu ou

des réacteurs étagés, type réacteur en deux étapes [15,56,63,72,83,96,257,258,282,290,291].

b) Réacteurs à cuve agitée et flux continu

Un CSTR (Continuous Stirred-Tank Reactor) est un réacteur à cellule libre, équipé d’une cuve

principale et d’un système d’agitation. Il doit son nom à son régime d’alimentation en continu,

bien que certaines études utilisent ce type de réacteur avec des régimes semi-continu [292,293].

La charge organique employée dans un CSTR est habituellement comprise entre 0,25 et 3 kg

DCO/m3/j. La Figure 10 présente un exemple de CSTR issu de la littérature. L’alimentation est

généralement réalisée par le côté ou le haut du réacteur, tandis que la sortie du digestat se fait par

le fond de la cuve. L’homogénéité de la cuve est assurée par une hélice centrale, pouvant

s’accompagner d’une recirculation du biogaz ou du digestat [294]. L’inconvénient de type de

réacteur est qu’en absence de recirculation du lixiviat, la concentration en micro-organisme dans

le réacteur est uniquement liée à leurs taux de croissance et au débit fixé. Par conséquent

l’établissement d’un consortium microbien stable nécessite des débits d’entrée réduits et des

temps de séjour longs, généralement compris entre 10-60 j [286]. Le réacteur ne disposant pas de

support de la biomasse il est donc, également sensible au risque de lessivage. Afin d’augmenter la

concentration de la biomasse dans le réacteur et d’éviter ces risques, un décanteur peut être

employé pour récupérer les boues du digestat [295]. Si ce type de réacteur est très employé pour

l’étude de la méthanisation c’est pour sa facilité d’emploi et sa flexibilité d’alimentation. En effet

son mode de fonctionnement le rend peu sensible aux risques de colmatages ou de chemin

préférentiels. Il n’est, de plus, pas sensible aux matières en suspensions dans l’effluent. Il peut

être utilisé pour des substrats allant de 3% de MS à des procédés en voie sèche [98,184,268,285].

69

Figure 10: Réacteur type CSTR, d’après [139]

VIII / Production de biogaz

Lors de la méthanisation, la matière organique composant un substrat va être majoritairement

converti en méthane et dioxyde de carbone. Néanmoins des contaminants tels que l’H2S peuvent

être présents et être préjudiciables à l’emploi du biogaz ainsi produit. Une fois le biogaz épuré, il

est alors utilisable à des fins énergétiques, généralement en fonction de la quantité produite et de

sa pureté en CH4.

a) Valorisation du biogaz

3 voies de valorisation sont principalement présentées dans la littérature soit, la production de

chaleur et d’électricité, la production de carburant et la production de gaz de ville.

Production de chaleur et d’électricité

La production de chaleur à partir du biogaz peut être réalisée au moyen de différents procédés,

généralement via une chaudière, un moteur à combustion ou une turbine. Pour ces deux derniers

en plus de la chaleur, de l’électricité sera également produite, on parle alors de cogénération

70

(CHP). Ces trois procédés permettent de valoriser de faibles, comme de fortes productions de

biogaz et ne nécessitent que peu de traitement. La production de chaleur et d’électricité est

communément admise comme étant le moyen de valorisation du biogaz le moins coûteux.

Concernant le biogaz à employer, le pourcentage de méthane ne doit pas être inférieur à 35%,

permettant ainsi un fonctionnement avec des biogaz riches en CO2. Les seuls composés limitants

sont l’H2S et les siloxanes, pouvant causer des détériorations importantes aux chaudières et aux

moteurs. À noter que le fonctionnement des turbines implique une compression et un séchage du

gaz, les rendant moins sensibles à ces composés. Point négatif toutefois, la chaleur produite

(majoritaire) nécessite un réseau d’utilisateurs proche afin de ne pas être perdue. Une partie de

cette chaleur est donc généralement employée afin d’assurer les besoins énergétiques du

processus de valorisation (prétraitement, procédé et production de compost, par exemple).

Production de bio-carburant

La production de bio-carburant sous forme de gaz pour alimenter les véhicules est possible à

partir du biogaz produit par la méthanisation. Cela nécessite toutefois des étapes préalables de

séparation, de purification et de concentration du biogaz. Le but est alors d’épurer le biogaz de

plusieurs composés préjudiciables au procédé, ce qui entraine ainsi des coûts de posttraitement,

devant être pris en compte. Lors de ces posttraitements, une perte du volume de méthane est

fréquente et doit également être considérée. Le bio-carburant ainsi généré peut, par la suite, être

transporté jusqu’à des utilisateurs parfois très éloignés du lieu de valorisation, permettant ainsi la

mise en place d’un réseau d’utilisateurs. Cette alimentation est, de plus, compatible avec de

nombreux véhicules du parc automobile, de la voiture jusqu’au bus. Le parc automobile adéquat

est alors primordial pour la viabilité du processus de valorisation mais n’est toutefois pas

implanté dans tous les pays. A l’heure actuelle, la Suède est le premier pays en termes de

consommation de bio-carburant.

Production de gaz de ville

Afin de valoriser le biogaz sous forme d’un gaz de ville injectable dans le réseau, une épuration

est nécessaire pour atteindre une pureté en CH4 d’environ 96%. Cette valorisation est en effet très

sensible à la présence d’impureté, ainsi d’importants posttraitements sont généralement déployés

pour traiter en continu la production de biogaz. Les posttraitements incluent également l’ajout de

composés olfactifs permettant de détecter toute fuite éventuelle sur le réseau. La valorisation en

gaz de ville permet la production d’une source d’énergie facilement transportable et stockable,

profitant d’un réseau d’utilisateur préexistant dans un grand nombre de pays. Les coûts

énergétiques et économiques que nécessite l’épuration du biogaz, ainsi que les volumes

nécessaires à la viabilité du processus sont toutefois les principales raisons, limitant son

installation.

b) Posttraitement

71

Afin de s’assurer que le biogaz pourra être valorisé sous la forme souhaitée il convient au

préalable de réaliser un posttraitement. Ce dernier a pour objectifs d’éliminer du biogaz les

composés non désirés. Le Tableau 15 regroupe les différents composés qui peuvent être retrouvés

dans la composition du biogaz et leurs acceptabilités en fonction des voies de valorisation

envisagées.

Tableau 15: Principaux composés identifiés dans le biogaz issu de la méthanisation [1]

Composés Production de

chaleur et électricité Bio-Carburant Gaz de ville

CH4 +++ +++ +++

CO2 + - -

N2 - - -

O2 - - -

Halogènes -/x x x

NH3 -/x x x

H2S -/x x x

H2O X x x

Siloxanes -/x x x

+++ : nécessaire au procédé

+ : apport positif au procédé

- : dommageable au procédé qu’en cas de forte concentration

x : dommageable au procédé

La composition du biogaz varie intrinsèquement aux conditions opératoires qui ont permis sa

production. Ainsi chaque unité de méthanisation présente des profils de biogaz différents. Chaque

composé présenté dans le Tableau 15 trouve donc son origine dans les substrats ayant servi à la

méthanisation. L’H2S provient par exemple, de la décomposition de déchets soufrés. Certains

composés sont également dépendants du type de méthanisation, ainsi les solixanes, issus

généralement des plastiques, ne se retrouvent en grande quantité que lors de méthanisation en

centre d’enfouissement.

Le Tableau 15 indique également que certains composés sont préjudiciables à l’ensemble des

procédés et doivent être retirés avant toute forme de valorisation. Les critères d’épuration varient

cependant en fonction des législations propres à chaque pays. Ainsi la fraction d‘O2 acceptable

dans le gaz de ville n’est pas la même en Suède et en Suisse. De même les posttraitements

doivent être adaptés aux procédés de valorisation. Ainsi pour une valorisation par cogénération,

l’épuration nécessaire sera moins contraignante si l’emploi d’une turbine est réalisé en

comparaison avec l’emploi d’un moteur à combustion.

72

Tableau 16: Posttraitements majoritairement employés pour l’épuration du biogaz issu de la

méthanisation [296,297]

Composés Posttraitement Principe

CO2

Procédé membranaire Fonction de la perméation des molécules

Procédé thermique Utilisation de procédé cryogénique en fonction des températures de

congélation

Procédé d’adsorption

Tamis moléculaire, souvent en combinaison avec une baisse de la

température et une mise en pression du biogaz (Pressure Swing

Adsorption)

Procédé d’absorption Lavage par utilisation d’eau, de solvant organique ou inorganique ou

chimique (potasse, amine…)

N2 Procédé thermique

En couplage avec les procédés de cryogénies ou de tamis moléculaire

utilisé pour le CO2

Procédé d’adsorption Emploi de charbon actif

O2

Procédé thermique En couplage avec les procédés de cryogénies ou de tamis moléculaire

utilisé pour le CO2

Procédé d’adsorption Emploi de charbon actif

Procédé membranaire Fonction de la perméation des molécules

Halogènes

Procédé membranaire Fonction de la perméation des molécules

Procédé d’adsorption Emploi de charbon actif

NH3 Procédé membranaire Fonction de la perméation des molécules

Procédé thermique Si dissous dans l’eau, alors retiré lors des procédés de séchage

H2S

Procédé thermique Baisse de la température pour extraction en même temps que le CO2

Procédé d’adsorption Emploi de charbon actif, généralement après imprégnation

Procédé d’absorption Lavage par utilisation d’eau, de solvant organique ou chimique (base

de Fe notamment)

Procédé biologique Filtre biologique en présence d’O2 (thiobacilles)

Procédé chimique Oxydation par injection d’air/oxygène dans le réacteur ou emploi

d’ion ferrique ou ferreux (colonne, support…)

H2O

Procédé thermique Refroidissement (souvent couplé avec une mise sous pression) ;

séchage (apport chaleur) ; couplage des deux procédés

Procédé d’adsorption Tamis moléculaire

Procédé d’absorption Emploi de solvant organique (base de glycol)

Siloxanes

Procédé d’adsorption Emploi de charbon actif

Procédé d’absorption Lavage avec des solvants organiques

Procédé thermique Utilisation de procédé cryogénique en fonction des températures de

congélation

73

Comme présenté dans le Tableau 16, l’épuration d’un composé peut être réalisée par plusieurs

procédés différents. Ces derniers sont généralement étudiés pour influer sur des paramètres tels

que la solubilité, la polarité, la taille ou le changement d’état de la matière. De plus, l’épuration

de plusieurs composés peut nécessiter une succession de procédés de posttraitement, c’est

notamment le cas pour des valorisations sous forme de carburant ou de gaz de villes. Le choix se

portera alors sur la complémentarité des procédés entre eux, afin de maximiser l’épuration tout en

diminuant les coûts. En fonction de l’échelle d’application, les coûts des posttraitements peuvent

en effet devenir importants. Il est donc nécessaire de tenir compte, lors de la sélection d’un

système d’épuration de, la taille des unités et la régénération des catalyseurs impliqués (ex :

charbon actif).

IX / Valorisation du digestat

La valorisation du digestat produit en fin de méthanisation est généralement réalisée par

épandage sur des terres agricoles ou épuration en vue d’un retour au milieu naturel. Dans le

premier cas, le digestat est alors transformé en fertilisant liquide ou en engrais. Il doit alors

respecter des normes de rejet garantissant son absence d’impact pour l’agriculture ou le milieu

naturel. Le choix du procédé, permettant la mise en conformité de digestat vers une des deux

voies mentionnées précédemment va alors dépendre des caractéristiques intrinsèques au digestat

produit. Une troisième voie de valorisation peut également apparaitre lorsqu’un digestat ne peut

pas être redirigé vers les sols. En effet les caractéristiques du digestat varient en fonction des

conditions opératoires de la méthanisation, mais varient avant tout en fonction, de la matière

première utilisée. Ainsi, si cette dernière présente des composés toxiques (composés chimiques

ou métaux lourds) ou des bactéries pathogènes préjudiciables au milieu naturel, que la

méthanisation n’as pas permis de réduire/éliminer, une autre voie de valorisation doit être

envisagée. Il est alors généralement entrepris une valorisation énergétique du digestat par

combustion. Cela peut également être le cas en absence de terre agricole éligible à un plan

d’épandage. La Figure 11 présente les voies de valorisation et les principaux posttraitements

associés

74

Figure 11: Voies de valorisation du digestat issue de la méthanisation [296]

Avant toute étape de caractérisation ou de posttraitement, les digestats sont généralement stockés

afin d’affiner la dégradation de la MV tout en récupérant le biogaz produit. Le temps de ce

stockage va principalement dépendre de la dégradabilité du substrat initial et des conditions

opératoires appliquées lors de la méthanisation (prétraitement, chaleur, TRH). Par la suite et afin

de déterminer le ou les procédés à employer sur le digestat, plusieurs éléments doivent être pris

en compte. La valorisation du digestat est généralement fonction de la MV restante après

méthanisation, de la fraction en N, P et K, disponible, de la concentration en micro-organismes,

en métaux lourds et en composés toxiques. Dans le cas d’un retour aux sols du digestat après

posttraitement, ses caractéristiques doivent alors correspondre à la législation propre à chaque

pays. Ainsi les procédés de posttraitement ont pour but de traiter le digestat afin de le faire

correspondre avec ces législations. Selon la nature du substrat méthanisé (eau usée, produit

d’origine animale), la réglementation peut également limiter, voire interdire le retour dans le

milieu naturel. L’emploi de traitements spécifiques, principalement d’hygiénisation peut alors

être imposé.

Hormis dans le cas de digestat présentant de fortes concentrations en composés toxiques, la

première étape, suite à la caractérisation, est la séparation de phase du digestat. Cela peut être

réalisé par diverses presses ou procédés de centrifugation. Le but est d’aboutir à la formation

d’une phase liquide et d’une phase solide, toutes les deux valorisées, par la suite de façon

différentes.

75

Phase solide

Il est habituellement considéré que la phase solide représente la fraction la plus réduite de la

masse totale du digestat. Elle concentre toutefois une fraction de la MV, du carbone, de l’azote et

du phosphore. La MV peut servir pour une valorisation énergétique ou pour alimenter en tant que

substrat, les micro-organismes nécessaires au compostage. La fraction en C, majoritaire dans la

phase solide en comparaison à la phase liquide, est, elle, recherchée pour l’amendement des sols,

afin d’éviter leurs appauvrissements. Les fractions de N et de P ont notamment une utilité en tant

qu’engrais pour des terres agricoles. Le séchage de la fraction solide peut également être envisagé

pour éviter la dégradation des nutriments du digestat, comme c’est le cas lors du compostage et

ainsi produire un engrais plus riche. Ce procédé nécessite néanmoins d’être considéré avec soin

pour ne pas déséquilibrer le rendement énergétique et économique de la méthanisation.

Phase liquide

La phase liquide représente la plus importante fraction en nutriments, disponibles sous la forme

d’azote, de phosphore et de potassium. Cela en fait donc, potentiellement, un bon fertilisant pour

les terres agricoles. Les nutriments peuvent alors être récupérés par extraction à l’aide de

composés chimiques (précipitation, stripping) ou par concentration en enlevant la fraction

aqueuse. La proportion de MV, également présente dans la phase liquide, permet de plus, des

posttraitements biologiques de nitrification (équivalent STEP) ou l’emploi de ZRV. Dans ces cas,

le produit formé est alors une eau épurée qui peut après être redirigée vers le milieu naturel.

L’ultrafiltration peut, elle aussi, être employée pour épurer la phase liquide du digestat mais

entraine toutefois des coûts très importants.

X / Contexte réglementaire

Afin d’intégrer la méthanisation à l’échelle urbain, un cadre réglementaire doit être respecté.

Néanmoins, ce dernier est, à ce jour, principalement basé sur des modèles agricoles à large

échelle. Par conséquent, il n’existe pas à notre connaissance, de recommandations, quant aux

montages de dossiers relatifs à une unité de méthanisation dans un quartier. En effet, faute d’un

nombre de projets conséquents, le cadre à suivre pour ces applications, s’avère difficile à

documenter. Le contexte réglementaire de la méthanisation en France, comprend toutefois : i) les

obligations vis-à-vis de la collecte et du traitement de la biomasse ii) les conditions d’installation

et d’agrémentation de l’unité de traitement iii) les modalités de valorisation et d’emploi du

digestat et du biogaz produit.

Concernant le tri et le traitement de la biomasse, à l’échelle urbaine, la méthanisation se

concentre principalement sur les gisements d’eaux usées et de biodéchets. Concernant les eaux

usées, les installations sont soumises à la loi sur l’eau en cas de mono-digestion. Le cas échéant

elles sont soumises à la réglementation ICPE 2780 et 2781 mais non soumises à l’agrément

76

sanitaire. Pour les biodéchets, ils sont définis par l’Article R541-8, comme « Tout déchet non

dangereux biodégradable, de jardin ou de parc, tout déchet non dangereux alimentaire ou de

cuisine, issue notamment des ménages, des restaurants, des traiteurs ou des magasins de vente au

détail, ainsi que tout déchet comparable provenant des établissements de production ou de

transformation de denrées alimentaires. » Ces biodéchets sont alors soumis à plusieurs

réglementations. Tout d’abord, l’article L. 541-21-1 du code de l’environnement, qui fixe depuis

le 1er janvier 2012, une obligation de tri des biodéchets pour les gros producteurs. Depuis le 1er

janvier 2016, le terme « gros producteur » désigne des professionnels produisant plus de 10

tonnes par an et/ou plus de 60 litres par an d’huiles alimentaires usagées. En 2025, l’application

de cette loi inclura alors l’ensemble des producteurs de biodéchets français, y compris les

ménages, rendant le gisement de biodéchets d’autant plus abondant. Composant même du

gisement, une réglementation particulière concerne les déchets de cuisine et de table ou DCT,

définis d’après l’annexe 1.22 du règlement sanitaire européen 142/2011, comme : « Tous les

déchets d’aliments y compris les huiles de cuisson usagées provenant de la restauration et des

cuisines, y compris les cuisines centrales et les cuisines des ménages. » En termes de valorisation

ces DCT sont alors considérés comme des sous-produits animaux ou SPAn de catégorie 3

(d’article 3 du règlement européen (CE) n°1069/2009). Leur valorisation, est ainsi soumise à

certaines conditions, afin de s’assurer de la sécurité sanitaire des opérations réalisées. Pour cette

raison les DV collectés comme biodéchets ne doivent pas être mélangés au DCT ou ils devront

par la suite être considérés également comme des SPAn. Aucune fréquence de collecte n’est fixée

par la réglementation, elle doit toutefois être assez régulière pour éviter la putréfaction du

gisement. Le cas contraire le déchet sera reclassé en catégorie 2 et nécessitera des prétraitements

plus conséquents. Il est à noter que l’emploi d’un séchage des DCT après collecte, peut permettre

d’éviter la putréfaction du déchet et ainsi d’augmenter sa conservation. Les transports des DCT,

définis notamment par le règlement (UE) n°142/2011, exige qu’ils soient réalisés « dans des

emballages neufs scellés ou dans des conteneurs ou véhicules étanches et couverts ». D’après

l'article R. 541-50 du code de l'environnement ils doivent également être enregistrés en préfecture

et d’après la règlementation sanitaire, enregistrés auprès de la direction départementale en charge

de la protection des populations (DDecPP). Le règlement (UE) n°142/2011 fixe, enfin, les

nécessités de traçabilité relatives à ces déchets spécifiques.

Concernant les modalités de traitement des biodéchets, plusieurs réglementations régissent

l’installation d’une unité de méthanisation urbaine. Tout d’abord les projets de méthanisation

doivent obtenir un permis de construire démontrant que le dispositif est en adéquation avec le

plan local d’urbanisme et le plan d’occupation des sols. Quelle que soit la taille du projet, une

unité de méthanisation est soumise à la réglementation ICPE et principalement à la rubrique

2781-2. La rubrique 2780 concerne les cas où une unité de compostage est associée au projet.

L’emploi d’eaux usées et de SPAn, classe alors, l’installation sous le régime « soumis à

autorisation », qui nécessite la réalisation d’une enquête publique lors de l’établissement du

dossier ICPE. De plus, si l’unité de valorisation est amenée à traiter des SPAn, elle doit

également disposer d’un agrément sanitaire (règlement CE n°1069/2009). L’unité devra donc

77

s’équiper d’une étape d’hygiénisation et de broyage des DCT afin de réaliser une réduction de la

taille des déchets jusqu’à 12 mm et un traitement thermique de 70°C durant 1h.

Concernant la valorisation du digestat, le contexte réglementaire va s’appuyer principalement sur

le dossier ICPE, sur le règlement sanitaire départemental et sur les arrêtés préfectoraux en

vigueur. La valorisation du digestat est majoritairement réalisée par épandage, notamment lors de

l’emploi d’eaux usées. Le but de la réglementation est alors de s’assurer de l’intérêt agronomique

du digestat, tout en garantissant l’absence de danger sanitaire pour l’homme et l’environnement.

Le premier point, se concentre sur un plan d’épandage et sur la directive nitrate, afin d’exploiter

principalement le N, P et K disponibles dans le digestat. Le second point s’appuie sur les

traitements appliqués au digestat en fonction des déchets initialement utilisés ainsi qu’aux

respects des démarches de « marche en avant » et d’analyse des étapes critiques (HACCP). Il

prend également en compte les distances entre la zone d’épandage et les habitations ou les cours

d’eau, afin d’éviter de potentielles nuisances ou contaminations des milieux. Si une séparation de

phase est réalisée, la fraction solide du digestat peut être valorisée après une étape de

compostage. Le compostage permet notamment de maturer les caractéristiques agronomiques du

digestat afin de s’approcher, voire d’atteindre, les normes d’homologation d’un amendement

organique (NF U 44-051 ou 44-095).

Concernant la valorisation du biogaz, celle-ci va dépendre de son l’emploi final. Pour l’injection

dans le réseau urbain, des décrets et arrêtés fixent ainsi les conditions de ventes du biométhane

(Décret n° 2011-1594 du 21 novembre 2011) et les substrats entrants autorisés (Arrêté du 23

novembre 2011). Pour la valorisation du biogaz sous forme de chaleur ou d’électricité, le

règlement sanitaire départemental et l’ICPE (rubrique 2910 ou 2931) sont les principaux

documents quant à la réglementation sur les installations de combustion. Si l’unité permet de

produire plus de 50 MW annuelle, elle doit également présenter une autorisation d’installation

spécifique. Elle est alors soumise à la Directive européenne du 24 novembre 2010 quant aux

émissions de ce type d’installation. A l’échelle d’un quartier, si l’on admet l’emploi de petites

unités de méthanisation, elles ne sont alors, pas soumises à une autorisation spécifique. Dans ce

cas les valeurs d’émission sont fixées par la Directive européenne du 25 novembre 2015. Cette

dernière concerne les unités d’une puissance comprise entre 1 et 50 mégawatts (MW) « destinées

à la production de chaleur industrielle, au chauffage urbain ou à la production d'électricité ».

78

o Conclusion

La bibliographie sur la méthanisation est riche de plus de 50 ans de recherche et couvre un vaste

champ de domaines d’étude, allant de la biologie des réactions fermentaires, aux sciences du

procédé. Son domaine d’application est également très large. Il comprend les premiers digesteurs

pour les eaux usées ou les déchets agricoles et les unités modernes, centralisant et valorisant la

biomasse, par co-digestion. Une démarche de synthèse de la bibliographie permet ainsi,

d’identifier une multitude de procédés, qui peuvent être utilisés pour traiter un substrat précis. Il

en résulte une adéquation entre le ou les substrats à traiter et les conditions opératoires mises en

œuvre. Prétraitement physique ou enzymatique, méthanisation en voie sèche ou voie humide,

procédé mésophile ou thermophile… La faisabilité de la méthanisation n’apparait plus alors

comme une question de limite de procédé mais comme un enjeu de caractérisation des gisements.

Le but étant de déterminer des paramètres optimaux, pour conduire à une production de biogaz

stable, évitant toute inhibition. Néanmoins, avant une application du procédé à échelle urbaine, il

demeure plusieurs questions relatives à la détermination de ces gisements et de ces paramètres.

« Quelle taille de gisement est à considérer pour l’échelle d’un quartier ? Peut-on valoriser ces

gisements ensembles ? Quels paramètres sont à appliquer pour une méthanisation stable et

optimale ? Enfin, la connaissance de ces paramètres est-elle suffisante pour garantir l’intégration

du procédé à une échelle donnée ? »

La détermination d’un substrat urbain, permettrait ainsi de proposer des procédés en adéquation

avec ses caractéristiques. Toutefois la zone d’implantation est à considérer, lors du choix des

gisements constituant ce substrat. L’échelle d’un quartier, représente en effet, un cadre non

connu, un environnement, qu’il faut déterminer pour pouvoir proposer un système de valorisation

qui se veut judicieux et intégré. A l’heure actuelle, il existe déjà, des projets développés en ce

sens et chacun d’entre eux propose donc, une part de réponse quant à ces questions. Afin

d’étudier l’intégration de la méthanisation à l’échelle urbaine, la réalisation, d’un retour

d’expérience sur les projets ayant mené ce type de valorisation apparait, comme une première

étape essentielle.

79

Chapitre 2 :

Retours d’Expérience

Analyses de projets internationaux

80

I / Contexte

L'évolution des sociétés humaines pose aujourd'hui la question de l'avenir de leurs énergies et de

leurs impacts environnementaux [298] Avec l'épuisement des ressources en énergies fossiles,

nous constatons que la législation internationale et surtout les politiques européennes conduisent

à une transition énergétique axée sur les ressources locales et renouvelables. D'ici 2050, on

estime que la population mondiale atteindra 9,6 milliards d'habitants, dont 66 % vivront en milieu

urbain. Actuellement, 54% de la population vit dans ces zones et les villes représentent déjà 70%

des émissions totales de CO2 [299] L'échelle urbaine apparait donc comme essentielle à

l'implantation de gestion durable des ressources [300]. La digestion anaérobie est l'une des

technologies mise en évidence pour cette transition énergétique en raison de sa capacité à

valoriser les déchets organiques, à produire de l'énergie sous forme de biogaz et à récupérer des

nutriments pour la fertilisation des sols [301,302]. Considérant les quantités de déchets produits à

l'échelle urbaine, le procédé peut ainsi conduire à un traitement durable et à une valorisation de la

matière organique. Au niveau international, certains éco quartiers et villes mènent ainsi des

projets pilotes dans ce sens, en s'appuyant sur des processus de valorisation préexistants ou sur

l’installation de nouvelles unités. Néanmoins, bien que le potentiel de la méthanisation urbaine

semble élevé, il persiste un manque de connaissances pour intégrer ce processus dans les zones

urbaines de demain [303].

Les éco quartiers sont une réponse, aux réflexions menées quant à l'urbanisme, l'environnement

et la durabilité de nos espaces urbains [304]. Ils doivent servir de modèle à de nouveaux types de

constructions ou à la réhabilitation d’espaces désaffectés. Ces habitations doivent ainsi soutenir

une gestion durable des ressources et comprendre un dynamisme local autant social

qu’économique [32,31,30,305]. Les éco quartiers sont en effet, compacts afin de limiter les

distances entre les habitants et les centres d’intérêts économiques et culturels. L'absence ou la

limitation de l'utilisation de l'automobile renforcent également les synergies de proximité et

conduisent à la réduction des gaz à effet de serre [306]. Ils comptent généralement de 400 à 7000

habitants et les immeubles sont limités à 2 ou 3 étages. La densité urbaine est étudiée pour

respecter les concepts de "seuil de viabilité", qui sont favorables à l’établissement de liens

sociaux [35]. Les espaces inhabités sont généralement transformés en jardins urbains, à proximité

des habitations [37]. Le développement d'un quartier durable passe également, par la création

d'écoles, de cantines, de magasins et la mise en place d'un réseau économique, local. Ces aspects

participent ainsi à la réussite de modèles d'économie circulaire. En effet, la proximité sociale

aillant pour effet, d’encourager et récompenser naturellement les initiatives solidaires tout en

diminuant les comportements individualistes [307]. Les habitants des éco quartiers sont donc,

généralement plus conscients de la préservation des ressources et le tissu social établi, favorise

l'émergence d'actions citoyennes/communautaires [308]. La gestion durable des ressources et de

l'énergie est au cœur de la conception d'un éco quartier [309]. La réduction de la consommation

et la réutilisation des ressources y sont examinées de près. En 2015, Pan et son équipe [45] ont

identifié quatre obstacles principaux à la mise en place de systèmes Waste-To-Energy urbains, à

savoir : les aspects économiques, sociaux, technologiques et politiques.

Les études actuelles sur la méthanisation urbaine fournissent des données principalement sur la

digestion des déchets, le prétraitement et le posttraitement à l'échelle du laboratoire ou à l'échelle

81

pilote, le tout dans un contexte national. Néanmoins, les données techniques sur des projets réels

et le suivi de leurs fonctionnements sont moins documentés. La compréhension de l’influence des

contextes sociaux, économiques ou politiques sur les processus déployés, est également peu

développée à l'heure actuelle.

Le but de ce document, est donc de fournir une réflexion sur le processus de méthanisation

urbaine par le biais d'un retour d'information sur les systèmes de valorisation des déchets déjà mis

en place. A cette fin, les réalisations et les limites de procédés in situ et ex situ vont être décrites,

étudiées et comparées. L'étude se concentre sur l'analyse technologique des processus impliqués

et s'appuie également sur des éléments économiques, sociaux et politiques.

II / Méthodes

Pour mener à bien cette étude, nous avons tout d'abord collecté des données des articles

scientifiques traitant de méthaniseurs en zone urbaine. Par la suite, pour augmenter le nombre de

cas étudiés, nous avons recueilli des rapports et des documents techniques relatifs à des projets

urbains incluant un procédé de digestion anaérobie. De nombreux intervenants ont ainsi été

contactés afin de mieux comprendre le développement de ces systèmes. Une troisième étape a

ensuite été menée sur les éco quartiers ou les projets n'incluant pas la digestion anaérobie mais

d’autres procédés de valorisation durable. Cela afin d’appréhender des contextes défavorables à

l’intégration de la méthanisation. La base de données collectées ne peut toutefois pas être

considérée comme exhaustive. Elle est notamment limitée par les difficultés à collecter

l'information provenant de projets locaux ou encore par le nombre restreint de valeurs

scientifiquement utilisables. Nos contacts pour cette étude comprennent, des centres de

recherche, des bureaux d'architecture, des entreprises privées et des municipalités. La plupart des

références relatives à ces projets sont disponibles dans le Tableau 17.

Pour la construction des Tableau 17 et Tableau 18, les 15 projets étudiés sont regroupés selon leur

emplacement et les procédés utilisés. Le Tableau 17 résume les informations relatives aux

quartiers ou aux villes étudiés et leurs contextes d'intégration. Pour faciliter la lecture des

résultats recueillis, la terminologie suivante a été utilisée. Les "procédés in situ " correspondent à

une unité de valorisation, avec un système de collecte, située dans la zone du projet. Les

"procédés ex situ " désignent une unité de valorisation située en dehors de la zone du projet et

utilisant ces déchets après transport. Le nombre d'hébergements est ici renseigné pour

contextualiser l'échelle pour laquelle ces projets ont été définis. Cependant, celle-ci n'est pas liée

aux dimensions de la structure de valorisation, en particulier pour des unités de méthanisation ex

situ, qui peuvent être alimentées par d'autres gisements que ceux du projet étudié. Les éléments

de contexte et les limites déjà disponibles sont également indiqués. La section « statut », se réfère

à l'étape de développement de l'unité de valorisation de chaque projet, à savoir, en

Développement, en Exploitation ou Abandonné. La date de démarrage des projets est renseignée

afin de relier les technologies mises en œuvre à un contexte social, économique et politique. Le

Tableau 18, centralise les éléments disponibles sur les conditions opérationnelles appliquées dans

les unités de valorisation. L'ensemble des systèmes de gestion des déchets est considéré, incluant

les procédés et leurs spécificités. La mention de "zone urbaine étendue" fait référence à une zone

de collecte plus large que celle considérée pour le projet. La mention de "zone restreinte" est

82

relative à la situation inverse.

À partir des Tableau 17 et Tableau 18, trois cas ont été sélectionnés et développés. Cette sélection

a consisté à choisir les projets les plus étudiés et documentés, pour lesquels les données

disponibles fournissent une approche systémique de la digestion anaérobie et de son contexte.

Les publications internationales provenant de sources scientifiques ont été préférées. De plus, une

diversité de projets a été sélectionnée avec des implantations in situ et ex situ et les trois

différents stades de développement. Enfin, il a été décidé de ne considérer que les quartiers

européens développés à partir des années 2000 pour rester dans un contexte social, économique et

politique proche. Les paragraphes sont construits pour décrire l'ensemble du système de digestion

anaérobie implanté dans ces projets, comprenant ainsi la collecte, le stockage, le transport, le

prétraitement et le posttraitement. Les Figure 12, Figure 13 et Figure 14 sont des représentations

schématiques de ces modèles. Des détails sur les infrastructures et les équipements sont

également fournis. Ces résultats décrivent la gestion de la digestion anaérobie à l'échelle urbaine

en mettant en évidence les procédés inhérents au système de valorisation.

Le Tableau 19 est construit à partir de publications et de rapports techniques provenant des

différents cas étudiés. Il est étayé par des articles scientifiques du domaine, servant de référence.

Il rassemble tous les gisements de déchets utilisés dans les cas étudiés et les décrit en termes de

localisations, de points de collecte, de quantités et d'analyses physico-chimiques. Les données

concernant la collecte, prennent en compte la source du dépôt et le nombre de points de collecte.

Lorsque les données sont disponibles, les valeurs moyennes et l'écart type sont précisés, sinon,

les valeurs minimales et maximales sont renseignées.

Les limites de ce document sont principalement liées à l'état de développement des études de cas.

En effet, à l'heure actuelle, la littérature scientifique et les projets traitant de méthaniseurs

implantés en zone urbaine, sont en nombre modeste. De plus, une fraction de ces données est

fournie par des rapports locaux, rédigés dans la langue du pays porteur du projet et avec un focus

technique. Par conséquent, l'information est partielle, difficile à obtenir et ne répond pas toujours

aux questions scientifiques fondamentales. A titre d’exemple, les rendements des unités en

termes de valorisation ou leurs coûts et bénéfices en énergie sont souvent peu étudiés. De même,

les conditions opérationnelles utilisées pour la méthanisation ne sont souvent pas entièrement

détaillées. Cela, en plus, des diverses données manquantes, limite la compréhension du contexte

global et la performance de l'analyse. Il est également admis, que la liste des projets étudiés n'est

pas exhaustive. Par conséquent, les projets choisis et leurs positions géographiques (majorité UE)

limitent l'analyse ; en effet, chaque pays possède sa propre culture, son mode de vie, ses

habitudes alimentaires et ses déchets organiques. Ces variables influencent ainsi, fortement la

gestion des déchets et le procédé de méthanisation ainsi que les aspects sociaux, politiques ou

économiques qui y sont liés. Néanmoins, ce Chapitre permet d'identifier des informations et des

conseils pour la digestion anaérobie à l'échelle urbaine, recueillis en comparant la gestion in situ

et ex situ de procédé de valorisation des déchets urbains.

83

III / Résultats

a) Projets Internationaux

Le Tableau 17 présente les 15 projets étudiés. Ils sont triés en fonction de leurs emplacements et

du type de procédé utilisé. La section « Références » inclut également les projets contactés au

cours de cette étude et qui sont marqués d'un *.

98

Tableau 17: Aperçu des projets étudiés

Nom Pays Dimensionnement Procédé

étudié

Contexte Limites identifiées Statut de

l’unité de

valorisatio

n

Date de

lancement du

projet

Référen

ces

Bedzed Anglete

rre

82 appartements

50 habitations/ha.

Living

Machine1

Programme Zéro Carbone;

programme “one living

planet”

Environnementalement et

écologiquement non-durable

Abandonné

e 2000 (quartier)

[310,31

1]

LEAP Anglete

rre -

Méthanisatio

n in situ Projet collaboratif -

En

fonctionne

ment

2013 (unité de

valorisation) [312]

Les Grisettes

(Montpellier) France

1 500 appartements

75 habitations /ha.

Méthanisatio

n in situ

Problèmes sociaux et

économiques quant à

l’unité de méthanisation

Avant l’optimisation de

l’unité : présence de

vermine, nuisance olfactive,

faible production d’énergie

En

fonctionne

ment

2005 (unité de

valorisation) -

2014 (quartier)

[10,313]

*

Brest France

142 000 habitants

281 100

résidents/ha.

Compostage

in situ

Engagement politique et

initiatives sociales -

En

fonctionne

ment

1998 (unité de

valorisation) [314] *

Freiburg im

Breisgau

Allema

gne

230 000 habitants

147 900 résidents

/ha.

Méthanisatio

n ex situ - -

En

fonctionne

ment

1999 (unité de

valorisation)

[34,309,

315–

317] *

Flintenbreite

(Lübeck)

Allema

gne

117 appartements

70 résidents /ha.

Méthanisatio

n in situ

Hannover EXPO 2000

Engagement politique

Pas encore en

fonctionnement, Etude

préliminaire

En cours de

développe

ment

2000 (unité de

valorisation)

[80,315,

316,318

–320] *

Jenfelder Au

(Hamburg)

Allema

gne

2 000 habitants

57 résidents /ha.

Méthanisatio

n “locale”

Hamburg Water Cycle® ;

projet KREIS Etude préliminaire

En cours de

développe

ment

2012 (quartier)

[145,31

5,316,32

1,322]

Quartier

Vauban

(Freiburg)

Allema

gne

5 000 habitants

135 résidents /ha.

Méthanisatio

n in situ Habitation passive Faillite financière

Abandonné

e

1997 (unité de

valorisation)

[34,304,

309,315,

316] *

Allermöhe

(Hamburg)

Allema

gne 36 appartements

Compostage

in situ

Modèle de construction

écologique -

En

fonctionne

ment

1985 (quartier) [315,31

6,323]

Nashik Inde

1 487 000 habitants

573 800 résidents

/ha.

Méthanisatio

n ex situ

International Climate

Initiative;

Problème sanitaire ;

Hamburg Water Cycle®

Etude préliminaire

En cours de

développe

ment

2013 (unité de

valorisation)

[324–

329]

Noorderhoek

(Sneek)

Pays-

Bas

232 appartements

44 résidents /ha.

Méthanisatio

n in situ

Engagement social,

scientifique et politique ; -

En

fonctionne2007

[81,302,

316,330

99

réhabilitation d’un quartier ment –333] *

Eva-Lanxmeer

(Culemburg)

Pays-

Bas

250 logements

dans 24 ha.

Méthanisatio

n in situ ;

Living

Machine1

Initiative sociale et

environnementale dans le

domaine de la construction

Etude préliminaire ;

Projet de méthanisation

abandonné dû à la crise

financière de 2007.

Abandonné

e 1999 (quartier)

[302,30

8,316,33

3–338]

*

Malmö Suède

300 000 habitants

204 500 résidents

/ha.

Méthanisatio

n ex situ

(Sjölunda)

Engagement scientifique et

politique -

En

fonctionne

ment

1978 (eau usée)

1999

(déchet

alimentaire

[58,339

–347]

Bo01/Fullrigga

ren (Malmö) Suède

2 000 appartements

(2 districts)

122 résidents /ha.

Méthanisatio

n ex situ

(Kristianstad

) 2001 European Exhibition

; réhabilitation d’anciens

quais portuaires

-

En

fonctionne

ment 2000 (quartier)

1997

(Kristianstad)

1978 (Sjölunda)

[42,58,3

04,339–

343,348

–350]* Méthanisatio

n ex situ

(Sjölunda)

En

fonctionne

ment

Hammarby

Sjöstad

(Stockholm)

Suède

10 000

appartements

133 résidents /ha.

Méthanisatio

n in situ

(Henriksdal)

Importantes ambitions en

termes d’environnement,

supportées par une

communauté politique et

sociale ; réhabilitation

d'une friche industrielle

Unité de valorisation

toujours en cours

d’évolution

En

fonctionne

ment

1989

(Hammarby

Model)

1971

(Henriksdal)

2014

(Södertörn)

[40,304,

341–

343,345,

351–

355] Méthanisatio

n ex situ

(Södertörn)

Unité de valorisation

toujours en cours

d’évolution

En

fonctionne

ment

* Incluant des communications personnelles

100

Tableau 18: Eléments opérationnels des unités de valorisation

Nom Procéd

és

étudiés

Déchets Collecte Stockage Prétra

iteme

nt

Débit

entrant

Réacte

ur

Conditions Producti

on de

biogas

Digestat/

lixivia

Valorisation du

biogaz

Bedzed

Living

Machin

e1

Eaux Usées

Via des

canalisations

directement

depuis les

logements ; Aire

urbaine restreinte

- - - - - - - -

LEAP

Méthan

isation

in situ

Déchets

Alimentaires

Transport réalisé

par les habitants ;

Collecte des

gisements locaux

(vélo)

Cuve

d’alimentation

équipée d’un

broyeur

- Réacteur

de 2m3 - -

Compost et

fertilisant Unité de CHP

Les

Grisettes

(Montpellie

r)

Méthan

isation

in situ

Déchets

provenant des

habitations et

Déchets

Verts

Camion de

collecte ; Aire

urbaine restreinte

Prétraitement

mécano-biologique

et chauffage

140 000

tonnes/an

de déchets

provenant

des

ménages

(organiqu

es +

inorganiq

ues)

Basé sur le procédé

Valorga® ;

Voie sèche ;

Co-digestion

Productio

n

annuelle

estimée à

: 11

800 000

m3 de

biogaz

Compostag

e de

33 000

tonnes/an

Unité de CHP

générant

annuellement 22

GWh sous forme

d’électricité et 12

GWh sous forme

de chaleur.

Energie utilisée

par des

infrastructures et

des habitations

proches

Brest

Compo

stage in

situ

Déchets

Verts et une

fraction des

déchets

organiques

provenant des

ménages

Transport - - - - - - - -

Freiburg

im

Breisgau

Méthan

isation

ex situ

Déchets

organiques

provenant des

ménages et

Transport ; aire

urbaine étendue -

Tri

mécaniq

ue et

broyage

39 200

tonnes/an

Basé sur le procédé

Valorga® ;

Condition thermophile ;

Voie sèche ; Mono-

110 - 120

Nm3/t

apportés

au

Presse à vis

; en tant

que

fertilisant

Unité de CHP ; 11

600 000 kWh sous

forme d’électricité

101

des

commerçants

locaux

: Ajout

d’eau

digestion ;

4000 m3

réacteur 12 600

tonnes/an

et compost

9 500

tonnes/an

Flintenbrei

te (Lübeck)

Méthan

isation

in situ

Eaux Usées

et Déchets

organiques

provenant des

ménages

Gestion des eaux

usées

indépendantes et

collecte des

déchets

organiques

directement

depuis les

habitations

Broyage, cuve de

stockage et procédé

d’hygiénisation

1 217

m3/an

d’eaux

noires ; 3

tonnes/an

de déchets

alimentair

es

CSTR

de 72 m3

Voie humide ;

Température

mésophile ;

TRH: 21-24

jours ; Co-

digestion

4 700 m3

CH4/an ;

22 500

m3

CH4/an,

estimés

pour des

condition

s

optimales

avec une

co-

digestion

suppléme

ntaire

Presse à vis

; Fertilisant

et compost

Unité de CHP

Jenfelder

Au

(Hamburg)

Méthan

isation

“locale

”

Eaux noires ;

Graisses

alimentaires ;

Déchets

alimentaires

et Tontes

d’herbe

Aire urbaine

étendue

Ensilage

pour les

tontes

d’herbe

Broyage

ou

presse

des

tontes

d’herbe

30m3/jour

Semi-

CSTR

de

900m3

Voie humide ;

Température

mésophile ;

TRH: 25 jours

; Co-digestion

-

Séparation

mécanique

; Fertilisant

et compost

;

Production

annuelle

estimée à

1 700-3

500 tonnes

de compost

et

50-120

tonnes de

fertilisant

Unité de CHP

Quartier

Vauban

(Freiburg)

Méthan

isation

in situ

Eaux Usées

Collecte par des

canalisations ;

Aire urbaine

restreinte

- - - - - - - Unité de CHP

Allermöhe Compo Eaux Usées ; Collecte - - - - - - 40 l/cap/an -

102

(Hamburg) stage in

situ

Déchets

organiques

provenant des

ménages et

Déchets

Verts

directement

depuis les

habitations ;

Transport

Nashik

Méthan

isation

ex situ

Déchets

alimentaires

(provenant

d’hôtels

proches) et

Eaux noires

“Community

toilet complex” et

camions de

transport ; Aire

urbaine restreinte

Stockag

e dans

une

fosse

septique

Broyage

et

procédé

d’hygié

nisation

30

tonnes/jou

r

1300 m3

Voie humide ;

TRH: 35 jours

; Co-digestion

2 500 m3

de

biogaz/jo

ur

1.5-2

million

tonnes/jour

sous forme

de fumier

Unité de CHP

produisant 3 300

kWh/jour

(estimation)

Noorderho

ek (Sneek)

Méthan

isation

in situ

Eaux noires,

Déchets

alimentaires

et Eaux

grises (étude)

Collecte par des

canalisations

directement

depuis les

habitations ; Aire

urbaine restreinte

-

Floculat

ion des

eaux

grises ;

Broyage

des

déchets

alimenta

ires

280-670

l/jour

UASB

de 2.5-7

m3

Voie humide ;

Température

mésophile ;

TRH: 0.8-27

jours ; Co-

digestion ;

Mono-

digestion

(étude)

13,8 -

12,2 m3

CH4/cap/

an

Précipitatio

n de

struvite et

réservoir

de

Nitrificatio

n/Dénitrific

ation

Unité de CHP ;

133 - 148

kWh/cap/an (sous

forme de chaleur)

Eva-

Lanxmeer

(Culembur

g)

Méthan

isation

in situ ;

Living

Machin

e1

Eaux noires,

Déchets

alimentaires

et Déchets

Verts

Gestion des eaux

usées

indépendantes ;

Programme social

de collecte et

transport des

déchets

Broyage et

stockage dans une

cuve d’acidification

1 073

m3/an 70 m3

Voie humide ;

Température

mésophile ;

TRH: 20 jours

; Co-digestion

27 000

m3

biogaz/an

Compost et

fertilisant

Extraction du CO2

et unité de CHP

Malmö

Méthan

isation

ex situ

(Sjölun

da)

Eaux noires

et une

fraction des

Déchets

alimentaires

et provenant

des ménages

Camions

spécifiques pour

la collecte de

déchets et points

de collecte par

aspiration ; Aire

urbaine étendue

Cuve de

stockag

e

(success

ive au

système

d’aspira

tion)

Épaissis

seur

pour les

boues

produite

s

1 350 l

eaux

usées/seco

nd ;

seulement

une

fraction

est utilisée

pour la

méthanisa

tion

6

réacteur

s de

16000

m3

Voie humide ;

Température

mésophile ;

TRH: 40 jours

; Co-digestion

Unité de

valorisati

on du

biogaz

d’une

capacité

de :

550

Nm3/h

Déshydrata

tion et

usage sous

forme de

fertilisant

80% du biogaz

produit est

convertit sous

forme de

carburant pour les

véhicules

Capacité : 550

Nm3/h

103

Bo01/Fullr

iggaren

(Malmö)

Méthan

isation

ex situ

(Kristia

nstad)

Déchets

alimentaires

(Co-digestion

avec du

lisier)

Système

d’aspiration des

déchets ;

Broyeurs d’éviers

; Aire urbaine

étendue

Cuve de

séparati

on

-

62 500

tonnes/an

(5 500

tonnes de

déchets

alimentair

es)

CSTR

de 2x5

000 m3

Voie humide ;

Température

mésophile ;

TRH: 22 jours

; Co-digestion

-

Fertilisant ;

63 000

tonnes/an

sous forme

liquide ou

de fumier

biologique

Valorisation

comme carburant,

pour une capacité

de 200 Nm³/h ; 40

000 MWh/an ;

Sous forme de

chaleur: 65 %

Comme carburant

: 35 %

Méthan

isation

ex situ

(Sjölun

da)

Eaux noires

et une

fraction des

Déchets

alimentaires

et provenant

des ménages

Camions

spécifiques pour

la collecte de

déchets et points

de collecte par

aspiration ; Aire

urbaine étendue

Cuve de

stockag

e

(success

ive au

système

d’aspira

tion)

Épaissis

seur

pour les

boues

produite

s

1 350 l

eaux

usées/seco

nd ;

seulement

une

fraction

est utilisée

pour la

méthanisa

tion

6

réacteur

s de

16000

m3

Voie humide ;

Température

mésophile ;

TRH: 40 jours

; Co-digestion

Unité de

valorisati

on du

biogaz

d’une

capacité

de :

550

Nm3/h

Déshydrata

tion et

usage sous

forme de

fertilisant

80% du biogaz

produit est

convertit sous

forme de

carburant pour les

véhicules

Capacité : 550

Nm3/h

Hammarby

Sjöstad

(Stockholm

)

Méthan

isation

in situ

(Henrik

sdal)

Eaux usées

(+ une

fraction de

Déchets

alimentaires

et de Graisses

alimentaires)

Collecte par des

canalisations

directement

depuis les

habitations ; Aire

urbaine étendue

-

Procédé

chimiqu

e de

précipit

ation

54 000

tonnes/an

(basé sur

la MS des

boues)

CSTR ;

7

réacteur

s pour

un total

de 39

000 m3

Voie humide ;

Température

mésophile

(thermophile

prévue

prochainement

) ; TRH: 19

jours

-

Déshydrata

tion et

usage sous

forme de

fertilisant ;

56 500

tonnes/ an

de boues

déshydraté

es

58 000 MWh

(maximum),

majoritairement

sous forme de

carburant et une

faible fraction

sous forme de gaz

de ville

Méthan

isation

ex situ

(Södert

örn)

Déchets

alimentaires

Points de collecte

par aspiration et

camions

spécifiques pour

le transport des

déchets

Tri

mécaniq

ue ;

Procédé

d’hygié

nisation

50

000

tonnes

/an

(prochaine

ment

étendue à

260 000

tonnes/an)

2

réacteur

s de

4500 m³

-

Augment

ée à 20

millions

Nm3 de

biogaz

valorisés

Centrifugat

ion et

évaporatio

n ; 14 000

tonnes de

fertilisants

produits

annuelleme

nt

Valorisation sous

forme de

carburant pour

une capacité de 80

GWh biogaz

(prochainement

augmentée à 200

GWh).

104

La section suivante, décrit spécifiquement, trois projets choisis dans les Tableau 17 et Tableau 18.

Les paragraphes sont axés sur le système de digestion anaérobie, comprenant les interactions

avec les procédés situés en amont et en aval de la méthanisation ainsi que les contextes respectifs

à chaque cas d’étude. Pour chacun d'entre eux, une vue schématique du système WTE est réalisée

afin de mettre en évidence les flux de déchets organiques. Celles-ci sont présentées dans les

Figure 12, Figure 13 et Figure 14.

i) Projet 1 : Flintenbreite

Ce logement écologique fait partie du projet global de l'EXPO 2000 de Hanovre. Il est situé à

l'ouest de Lübeck et couvre une superficie de 5,6 ha, dont 2,1 ha d'espaces verts naturels. Le

projet présenté se compose de 117 logements pour 380 habitants au maximum. Il s'agit d'un

village avec un parking central où la circulation des voitures est quasi-absente. Les logements

sont basés sur un concept d’écologie circulaire, qui comprend l'architecture, l'aménagement du

paysage, la coopération sociale et la gestion des énergies et de l'assainissement. Une fois finalisé,

les eaux grises y seront transportées par gravité jusqu'à plusieurs zones humides. L'eau de pluie

provenant des toits et des zones étanches sera également recueillie dans de petites gouttières et

infiltrée dans les eaux souterraines via des rigoles décentralisées. Les habitations ne sont pas

raccordées au réseau public d'assainissement de la ville. Au lieu de cela, les eaux usées doivent

être collectées et traitées dans un cycle autonome. Les habitations sont quant à elles, équipées de

toilettes à vide à très faible consommation d'eau. Enfin, les eaux noires (matières fécales et

urines) seront elles, transportées par un système d'égouts sous vide vers un réservoir de stockage.

Fin 2015, à Flintenbreite, la digestion anaérobie était encore en cours de développement. Le

procédé correspond à une unité de méthanisation in situ, insérée au cœur de l'éco quartier. Des

études préliminaires révèlent que les eaux noires, provenant des toilettes sous vide, sont jusqu'à

trois fois plus concentrées que la moyenne enregistrée en Allemagne. Les eaux usées sont ensuite

mélangées avec les déchets alimentaires récupérés dans les maisons par des broyeurs d’évier. La

quantité d'eau est réduite pour minimiser la taille du réacteur et les déchets alimentaires

déchiquetés sont ainsi plus facilement dégradés par les micro-organismes. Dans le projet, un

prétraitement thermique doit être effectué à des fins d'assainissement, conformément à la

réglementation en vigueur [316]. Les prétraitements sont prévus dans des réservoirs, ces "bacs"

de stockage doivent permettre d’éviter un afflux soudain de déchets. Les substrats ainsi traités

sont alors plus facilement dégradables et leurs flux sont ainsi fractionnés permettant une

alimentation régulière du réacteur de méthanisation. En ce qui concerne le réacteur, un CSTR a

été préféré. Il a été conçu pour fonctionner en condition humide avec des températures

mésophiles. Le procédé est simple en termes de fonctionnement ; il ne nécessite pas de

maintenance ou de contrôle spécifique (notamment de la MS), ce qui permet l'introduction de

déchets alimentaires au mix d’entrée. Dans les études préliminaires, le digestat est directement

utilisé comme engrais pour l’agriculture. Le biogaz devait lui alimenter une unité de cogénération

(CHP), produisant ainsi de la chaleur et de l'électricité. Compte tenu de la quantité de déchets

traités et de la taille du quartier, ce type de valorisation semble être le moyen le plus approprié

pour limiter les pertes et les investissements financiers que nécessiteraient un éventuel

posttraitement. De plus, la proximité entre l'installation et les habitations permet un retour

maximal de l'énergie produite. La loi allemande sur les énergies renouvelables (EEG) prévoyant,

depuis 2004, une allocation budgétaire pour soutenir les projets de valorisation des déchets en

105

électricité et en chaleur [315,316]

Toutes les opérations effectuées autour de l'unité de digestion anaérobie sont axées sur la

réduction de la taille du réacteur. L'intégration du procédé en tenant compte de son

environnement est cruciale. Le réseau de traitement des déchets est donc fermé et les nuisances

sont limitées grâce au réservoir de stockage hermétique. Le système de gestion exige un niveau

minimal de sensibilisation, en ce qui concerne l'utilisation des toilettes et la collecte des déchets

alimentaires. L'implication des habitants dans le processus est censée être minimale, ce qui peut

être regrettable compte tenu de l'opportunité que permet cette échelle de mise en œuvre. La

gestion des déchets autonome de la ville, proposée dans ce cas d’étude fournit beaucoup

d'informations. Néanmoins, cette mise en œuvre est limitée aux "résidences dortoirs". En effet, à

l’heure actuelle, il n'intègre pas la collecte d’autres déchets organiques (restaurants, épiceries

locales…), ce qui semble limiter le développement à une échelle de quartier à faible densité de

population et d'infrastructures. La création d'un circuit fermé reliant toutes les résidences n'est

toujours pas réalisée, ce qui explique, outre le changement d'investisseurs au cours du projet, le

fait que, actuellement, le procédé de digestion anaérobie à Flintenbreite n'est pas opérationnel.

Figure 12: Schéma du système WTE sur Flintenbreite

ii) Projet 2 : EVA-Lanxmeer

Eva-Lanxmeer est un quartier socio-écologique de 24 ha qui a été construit avec des matériaux

durables sur d'anciennes terres agricoles entourant une zone d'extraction d'eau potable protégée.

Situé à proximité de la gare de Culemburg, le projet Lanxmeer se compose de 250 logements

106

dont 13% sont des appartements ; environ 38% sont des logements locatifs subventionnés et

actuellement habités ; 24% sont des logements de milieu de gamme et 38% sont des logements de

luxe. Il comprend également des jardins collectifs en permaculture, des locaux commerciaux (40

000 m2 de surface brute) et des bureaux (27 000 m2). En plus d'une ferme urbaine biologique (48

000 m2), le quartier est complété par le Centre EVA (centre d'éducation, d'information et de

conférences), un hôtel et une installation (Sustainable Implant). Cependant, le village a été

construit mais le centre EVA et le projet de digestion anaérobie n'ont jamais été mis en œuvre en

raison de la crise financière de 2007.

Bien qu'abandonné, le projet environnemental reste un modèle d'assainissement et de valorisation

décentralisée (DESAR) intégré à l'échelle du district. Il comprend un circuit d'eau fermé, avec des

toilettes à faible consommation d'eau et un système de gestion des eaux usées, indépendant de la

ville de Culemburg. Il contient également une petite installation de biogaz in situ pour le

traitement des eaux-vannes et des déchets organiques issus des ménages et des parcs proches.

L’installation est également associée à une unité de cogénération. Le processus de valorisation

comprend de plus, une serre fermée, une « Living Machine »1, un composteur et une unité de

recyclage ou Retourette2.

Initialement le projet d’Eva-Lanxmeer propose ainsi, dans un même bâtiment, un circuit de

récupération autarcique centré sur un processus de digestion anaérobie et relié à d'autres procédés

tels que la « Living Machine »1 et le compostage. Il a également été étudié pour limiter les pertes

d'énergies et mettre l'accent sur la production de biogaz. Dans le cadre du projet, les eaux noires

sont concentrées, les déchets verts broyés, puis le tout est mélangé dans un réservoir de stockage

avec les déchets alimentaires provenant des habitations. Après cette étape, les prétraitements

conventionnels tels que les traitements thermiques ou ultrasoniques sont ici, remplacés par une

augmentation du pH. La " pré-acidification " est ainsi prévue sur le mélange de déchets à une

température proche de 25°C, afin d'augmenter la production d'AGV (pH inférieur à 6). Cette

alternative, moins coûteuse en énergie, pré-dégrade également les substrats, en particulier la

ligno-cellulose dans les déchets verts et augmente en même temps la disponibilité de la matière

première. L'objectif de cette co-digestion est double : elle augmente le taux de matière organique

dans le flux entrant et assure une bonne production de biogaz. Dans ce cas, c'est aussi une façon

de construire un circuit de valorisation fermé, qui inclut tous les déchets organiques produits par

le village. Celui-ci reste ainsi indépendant du réseau de management des déchets, de la ville de

Culemburg. Le processus de digestion anaérobie a été pensé en voie humide et devait être

entièrement automatisé. La taille minimale du réacteur a été estimée à 70 m3 pour un TRH de 20j.

La température de fonctionnement fixée est, proche de 30°C. Par la suite, des posttraitements

étaient envisagés pour récupérer la chaleur et les nutriments du lixiviat produit à des fins

agricoles. Le digestat est également bénéfique pour l'agriculture, après compostage, il devait donc

être récupéré comme engrais. Enfin, le biogaz devait être purifié et stocké pour produire de

l'énergie par cogénération. La fraction de CO2 extraite, étant utilisée, pour les serres. Ainsi,

l'ensemble du circuit de valorisation était conçu pour maximiser la récupération d'énergie et de

nutriments. En effet, la réglementation énergétique locale prévoit une subvention dans le cas de

valorisation par cogénération ainsi qu'un bonus si la chaleur produite est utilisée efficacement.

[302,316,333] Cependant, l'étude préalable à l'éco quartier concluait que sans une augmentation

de la fréquence de la collecte des déchets verts et alimentaires, la production de biogaz serait trop

faible pour être économiquement attrayante.

107

L'aspect social est un point crucial dans le développement du projet Eva-Lanxmeer. Dans un

premier temps, les habitants devaient être impliqués dans le processus de méthanisation à travers

la collecte, qui dépendait du tri et du transport de DA et DV par les agriculteurs. En effet, les

locaux de recyclage à proximité (Retourette2) étaient pensés comme des "poubelles" et les

transports fréquents des déchets vers le digesteur anaérobie devaient être effectués par les

agriculteurs locaux. Même si le système complet semble difficile à mettre en œuvre dans d'autres

cas d’études, il ajoute un aspect social intéressant au processus de valorisation avec la

participation de ses habitants. De nos jours, une communauté basée sur le volontariat est toujours

le fondement principal de la vie sociale du quartier. Ses habitants prennent ainsi une part active

dans l’entretien des infrastructures et la prise de décision relative à l’avenir de leur éco village. La

question de la faisabilité d'une telle expérience demeure toutefois, en effet, Eva-Lanxmeer, a un

cadre social unique, mais les nombreux déboires économiques et politiques ont finalement

conduit à l'abandon du processus de méthanisation. Malgré ses limites, le projet est néanmoins

bien documenté et a servi de modèle pour la construction de nombreux autres éco quartiers. De

plus, c'est le premier projet de conception d'une digestion anaérobie à l'échelle d'un village

écologique. Ici, les milieux urbains et ruraux (fermes) sont appelés à opérer ensemble. De plus, la

méthanisation est une co-digestion visant à valoriser plusieurs déchets organiques et elle n'est pas

proposée comme une solution unique mais en lien avec d'autres procédés de valorisation.

Figure 13: Schéma du système WTE sur Eva-Lanxmeer

iii) Projet 3 : BO01 / Fullriggaren

Le troisième et dernier cas est situé dans le port occidental de Malmö, en Suède, il se concentre

sur deux de ses quartiers : Bo01 et Fullriggaren. Le projet global a consisté à transformer

d'anciens ports en quartiers durables. L'opération a été développée dans le cadre du "2001

108

European Exhibition", une exposition consacrée à la construction de la ville du futur. La

réhabilitation du port a également permis la mise en œuvre et l’étude d’une nouvelle approche

technique de gestion locales et renouvelable des déchets.

Les caractéristiques initiales du projet Bo01 comprennent 1303 logements sur 22 ha d’une

ancienne zone industrialo-portuaire. La densité (bâtit) est de 600 unités pour 9 ha (premier étage)

et la densité de population est de 122 personnes/ha. L'ensemble du projet comprend des zones

commerciales, administratives, sociales, éducatives, culturelles et récréatives. Le quartier Bo01

est raccordé au réseau public d'assainissement de la ville et à la station d'épuration de Sjölunda.

En ce qui concerne les déchets alimentaires, une première étude a été réalisée avec 41

appartements sur les différentes façons de collecter les déchets alimentaires dans le quartier. Une

des solutions a été d'équiper les ménages d'un broyeur de cuisine. L’autre option était l'utilisation

de sacs en papier pour recueillir les déchets, ces derniers étant ensuite directement amenés par les

habitants jusqu’à des points de collecte extérieurs, équipés de système d’aspiration par le vide.

Après collecte, les déchets alimentaires sont transportés vers une usine de prétraitement située à

l'extérieur du quartier via des véhicules d'aspiration sous vide, puis finalement transportés vers

l'usine de biogaz de Kristianstad pour y être valorisés.

Le quartier Fullriggaren compte, lui, 614 appartements répartis sur 16 immeubles, il est situé près

du quartier précédent et a été créé sur la base des retours d’expérience issus de Bo01. Ainsi, lors

de la construction de la zone, en 2012, le procédé de tri des déchets alimentaires a été adapté à

partir des résultats de l'étude de Bo01 sur la qualité des déchets, l'acceptation sociale et les limites

des procédés de collecte et prétraitement. Par conséquent, des broyeurs d'évier ont été installés

dans tous les appartements et directement reliés à un réseau de stockage. Les maisons sont ainsi,

construites avec une double canalisation ; la première, reliée aux toilettes, va à la station

d'épuration de Sjölunda. La fraction organique des eaux usées y est utilisée comme substrat pour

l’unité de digestion anaérobie installée sur le site de la station d’épuration. La deuxième

canalisation, relie les broyeurs de cuisine et transporte les déchets alimentaires et les eaux usées

de cuisine jusqu'à un réservoir de séparation. Après le stockage dans le réservoir, la fraction d'eau

est reconnectée au réseau de la station d'épuration de Sjölunda [339] La fraction de déchets

alimentaires a quant à elle, décanté dans le réservoir et forme ainsi des boues concentrées. Bien

que le réseau puisse transporter ces boues jusqu'à la station d'épuration, le prétraitement des

déchets y serait difficile et coûteux à réaliser. Par conséquent et comme dans le quartier Bo01, le

transport des déchets alimentaires est réalisé du réservoir de stockage vers une unité de

prétraitement externe (SYSAV) [340]. Là-bas, les DA du quartier et ceux provenant des

gisements locaux (restaurants, cantines, industries) sont mélangés. Les éléments non dégradables

sont extraits et le mélange est dilué par l'ajout partiel de substrat liquide tel que des sauces, des

jus, ou l'ajout ponctuel d'eau. En raison de la capacité d’accueil limitée de l’unité de

méthanisation de la station d'épuration de Sjölunda, les déchets alimentaires sont centralisés à

l'extérieur du district, dans une autre unité de valorisation, à l'usine de biogaz de Kristianstad. Là-

bas, les déchets alimentaires sont mélangés à des déchets industriels et agricoles locaux et le

biogaz ainsi produit est valorisé entre autres, sous forme de chaleur et d'électricité. Cette énergie

n'est toutefois pas bénéfique pour les quartiers étudiés, dû à la distance avec l’unité de

valorisation. Cependant, la plus grande partie du biogaz produit y est transformée en carburant

pour véhicules, ce qui est pertinent compte tenu des volumes de biogaz produits et du contexte

favorable de la Suède vis-à-vis de l’emploi du biocarburant. Les politiques environnementales

nationales encouragent en effet le développement de technologies basées sur l’emploi du biogaz

109

notamment pour les véhicules à essence ou les stations-service, via des mécanismes de

subvention ou d’avantages fiscaux [341–343]. Le digestat produit est lui, utilisé comme engrais

dans l'agriculture. Les procédés de digestion anaérobie, conçus pour Bo01 et Fullriggaren ont le

mérite d'être encore en activité et d'offrir un retour d’expérience précieux sur l’application de la

méthanisation ex situ.

Figure 14: Schéma du système WTE sur Bo01 et Fullriggaren

b) Profils des gisements de déchets urbains

Le Tableau 2, résume les caractéristiques physico-chimiques des principaux gisements identifiés

dans les études de cas. Les valeurs sont fournies par les rapports provenant des différents projets.

Des valeurs standards provenant de la littérature scientifique sont également incluses en tant que

données comparatives.

110

Tableau 19: Caractérisation des gisements identifiés à l’échelle urbaine

Gisement

s

Localis

ation

Collect

é

depuis

Quantité MS MV DCO DCOs pH Ntotal NH4-

N

Ptotal Potentiel

Méthanogè

ne

Ref.

Eaux

Usées

(Valeurs

types)

France Habitatio

ns -

MSS:

3.5 g/l

(2.1)

0.35%*

- 0.84 g/l

(0.34) -

7.9

(0.4) -

70 mg/l

(22)

12 mg/l

(4) - [356]

Eaux

Usées Sneek

Toilettes

Aspirant

es

7.8 l/cap/j

5 l/cap/j - -

9.8

gDCO/l

(2.6)

7.7

gDCO/l

(2.5)

3.4

gDCO/l

(0.47)

2.3

gDCO/l

(0.81)

8.8

(0.22)

8.6

(0.53)

1.90 g/l

(0.19)

1.20 g/l

(0.18)

1.4 g/l

(0.2)

0.85 g/l

(0.2)

0.22 g/l

(0.07)

0.15 g/l

(0.06)

1.8-2.1 m3

CH4/m3

d’eaux noires

10-13 l

CH4/cap/j

[81]

Eaux

Usées Lübeck

Toilettes

Aspirant

es

8,3 l/cap/j

théoriques

5 l/cap/j collectées

et caractérisées

6.53 g/l

(2.11)

0.65%*

4.09 g/l

(1.83)

62.6%*

8.06

gDCO/l

(2.95)

2.44

gDCO/l

(0.67)

7.7 1.50 g/l

(0.24)

1.11 g/l

(0.14)

0.175

g/l - [80]

Eaux

Usées

Eva-

Lanxmee

r

Toilettes

à faible

consom

mation

d’eau

15.5 l/cap/j* 90

g/cap/j*

135

g/cap/j* - - - - - - [337]

Eaux

Usées

Jenfelder

Au

Toilettes

Aspirant

es

12 m3 par jour pour

2000 résidents*

0.57%

(0.15)

55.54%

MS

(6.35)

7.62

gDCO/l

(2.99)

- 7.58

(0.17)

1.455

g/l

(0.22)

1.09 g/l

(0.12) -

375 l CH4/kg

MV [145]

111

Eaux

Usées Malmö

2 points

de

collecte

285 000

(tonnes/an) 4%

75%

MS - - - - - -

325 l CH4/kg

MV [344]

Eaux

Grises Sneek

Habitatio

ns 60-70 l/cap/j - -

0.425

gDCO/l

(0.107)

0.175

gDCO/l

(0.049)

7.12

17.2

mg/l

(4.7)

-

5.73

mg/l

(2.64)

- [357]

Eaux

Grises Lübeck

Habitatio

ns 57 (6) l/cap/j

4.8

g/cap/j

(1.5)

85 mg/l

(23)

0.008%

*

3.6

g/cap/j

(1.1)

62 mg/l

(18)

72.9%*

45

g/cap/j

(7.0)

0.79

gDCO/l

(0.09)

- -

0.84

g/cap/j

(0.2)

14.7

mg/l

(3.7)

-

0.4

g/cap/j

(0.1)

7.1

mg/l

(1.9)

- [319]

Déchets

Alimentai

res

(Valeurs

Types)

Internati

onale

Restaura

nts,

grossiste

s et

habitatio

ns

En Europe, 179

kg/cap/an (2006)

et 75 kg/cap/an*

provenant des

logements

22.8%

(10.0)

88.2%

MS

(8.2)

198

gDCO/k

g (89)

99

gDCO/k

g

(157)

5,1

(0.7)

2.8 %

MS

(1.1)

-

0.5%

MS

(0.3)

460 (88) l

CH4/kg MV [62]

Déchets

Alimentai

res

Malmö

18391

points de

collecte

(incluant

restauran

ts,

grossiste

s et

habitatio

ns)

18 391

(tonnes/an)

10–

30%

80-

100%

MS

- - - - - -

255-550 l

CH4/kg MV

(en fonction

de la source)

[344]

112

Déchets

Alimentai

res

Bo01/Fu

llriggare

n

Habitatio

ns

équipées

de

broyeurs

d’évier

Théorique: 0.48 -

1.02 kg

MS/habitation/sem

aine

Collectée: 0.20-

0.33 kg

MS/habitation/sem

aine

- -

1.12-

1.76

gDCO/l

- 4.92-

5.65

16.6-27

mg/l

2.04-

5.08

mg/l

- 492-591 l

CH4/kg MV [348]

Déchets

Alimentai

res

Lübeck

Habitatio

ns

équipées

de

broyeurs

d’évier

En Allemagne, 73

kg/cap/an pour les

déchets provenant

des ménages

(2005)

0.2 kg/cap/j*

190.5

g/l

19.1%*

13.9

kg/cap/

an*

172.37

g/l

90.5%*

12.6

kg/cap/

an *

297.21

gDCO/l

21.7

kg/cap/a

n*

80.33

gDCO/l -

4.901

g/l

0.4

kg/cap/

an*

301

mg/l

521

mg/l

0.04

kg/cap/

an*

- [80]

Déchets

Alimentai

res

Eva-

Lanxmee

r

Déchets

de fruits

et

légumes

provenan

t des

ménages

0.5 kg/cap/j*

183 kg/cap/j* 30%*

78%

MS*

1.5 g/g

MS* - - - - - - [337]

Déchets

Verts Malmö -

13 500

(tonnes/an) 55%

70%

MS - - - - - -

162 l CH4/kg

MV (Déchets

de

Pots/plantes)

[344]

Déchets

Verts

Jenfelder

Au

Espaces

verts

publique

s et

privés

Aire Publique : 1.7

kg d’herbes

coupées /m²

Aire Privée : 1.0

kg d’herbes

coupées /m²

30.59%

(13.46)

82.5%

MS

(7.54)

275.8

gDCO/k

g (81.1)

- 5.3

(1.15)

3.1 %

MS

(0.6)

1.98

g/kg

(1.18)

- 240 l CH4/kg

MV [145]

113

Déchets

Verts

Eva-

Lanxmee

r

Jardins 0.8 kg/m²* sur une

surface de 150 m² 78%* -

0.4

kgDCO

/kg MS

- - - - - - [337]

Graisses

Alimentai

res

Malmö

530

points de

collecte

8 000

(tonnes/an) 2%

92%

MS - - - - - -

845-926 l

CH4/kg MV [344]

Graisses

Alimentai

res

Hambou

rg STEP

4 m3 pour le

quartier où est

situé le projet

2.32%

(0.22)

81.59%

MS

(11.31)

63.37

gDCO/l

(33.58)

- 4.54

(0.32)

567

mg/l

(230)

- - 700 l CH4/kg

MV [145]

*Valeurs estimées ; (e.t) ; min-max

- : non donnée

114

IV / Discussion

Les descriptions, basées sur la littérature scientifique et les informations techniques

disponibles dans le cadre des projets 1, 2 et 3, permettent d'identifier les principales variables

incluant leurs systèmes de valorisation des déchets. Ces résultats montrent ainsi la multitude

de procédés impliqués dans un processus de méthanisation urbaine. Ils mettent également en

évidence les interactions avec les contextes sociaux, économiques et politiques existants. La

discussion suivante, est basée sur les principales étapes et paramètres identifiés comme

majeurs dans la gestion des déchets urbains. Une comparaison est réalisée à partir des

données des trois cas développés et de toutes les informations partielles recueillies dans les

Tableau 17 et Tableau 18.

a) Sélection des déchets

Pour développer un procédé de digestion anaérobie traitant des déchets organiques, il est

nécessaire de considérer : (i) la quantité de déchets disponible, la saisonnalité et la méthode de

gestion de ses déchets déjà réalisée, (ii) les points de collecte, (iii) les caractéristiques

physico-chimiques, (vi) et le potentiel méthanogène.

Comme indiqué dans le Tableau 19, en général, les valeurs de DCO, de MS et de MV sont les

principaux paramètres physico-chimiques déterminants. La charge d'alimentation étant

généralement caractérisée par des rapports DCO/N/P ou C/N/P. Le rapport C/N typique pour

l’alimentation d’un réacteur de méthanisation est d'environ 20-30 [139,151,358]. Certaines

études portent également sur la biodégradabilité et le profil chimique des déchets. En effet, la

teneur en lignine réduit considérablement la biodégradabilité des déchets. Le soufre et la

fraction d'azote, ainsi que leurs différents sous-composés chimiques sont dosés pour assurer

une production élevée de méthane et éviter de possibles inhibitions. Le potentiel biochimique

du méthane est aussi souvent mesuré en début d'étude.

Les principaux déchets utilisés pour la digestion anaérobie en milieu urbain sont :

● Les eaux usées sont utilisées dans la majorité des études de cas analysées. Elles

correspondent à l'eau produite par l'utilisation des toilettes et parfois aussi des

cuisines. Leurs compositions dépendent du système de collecte et du traitement

employé [80,82,83,103]. Les eaux noires (brunes, si elles ne contiennent pas d'urine)

sont obtenues en séparant l'eau des toilettes et incluent la majeure partie des matières

organiques dans les eaux usées domestiques, avec une quantité importante de

nutriments (N et P) et d'agents pathogènes. Le déchet est défini (Tableau 19) par un

gisement, avec une faible MS, soit entre 0,5-4% et une MV entre 55-75% (MS), selon

la façon dont elle est diluée par l'urine [80,82,83,103]. Les eaux usées peuvent

également être composées d'une quantité non négligeable de papier. De manière

générale le gisement des eaux usées est intéressant en raison de son

approvisionnement quotidien important. Il produit de plus, en moyenne près de 350 l

CH4/kg MS. A l'échelle du quartier, l'utilisation de toilettes aspirantes fournit entre 5-

15,5 L/cap/j de déchets en fonction de l'efficacité de la séparation réalisée. Une STEP

115

va elle, produire différents types de boues à partir de ce gisement [139]. Les boues

primaires sont les plus concentrées en MS et MV. Chimiquement, la composition est

assez similaire à celle des eaux usées, à moins qu'un prétraitement chimique ne soit

effectué [82].

● Eaux grises. La composition des eaux grises est fortement influencée par le contexte

environnant. Il est généralement admis que le déchet représente environ 70 % en

volume des eaux usées domestiques, ce qui correspond à un volume compris entre 57

et 70 L/habitant/jour. Malgré son abondance, il se compose d'une quantité

considérable de phosphore due aux détergents [77,319]. Sa charge organique est

également très faible, avec un MS < 0,01% et un MV de 75% (MS), mais suffisante

pour effectuer une digestion anaérobie dans des conditions spécifiques en termes de

TRH et de prétraitement [330] Les études réalisées en ce sens, sur le pilote à Sneek

(Tableau 17) révèlent que la digestion aérobie élimine toutefois, 80 % de la DCO,

alors que seulement 42 % de la DCO est traitée lorsque des conditions anaérobies sont

appliquées [332].

● Déchets alimentaires. La quantité et la composition des déchets alimentaires varient en

fonction de paramètres culturels, saisonniers et économiques, dépendant de la zone de

collecte. Fisgativa et al., [62] définissent un déchet alimentaire moyen comme ayant

une MS de 22% ± 10,0 et une MV de 88,2% ± 8,2 (MS), ce qui démontre un bon

profil pour la production de biogaz par digestion anaérobie. Cette production dépend

toutefois de la provenance des déchets. En moyenne, 470 L CH4/kg MS sont obtenus

au cours des études. Le gisement comprend, les déchets générés par les restaurants, les

cantines, les ménages ou les grossistes (fruits et légumes). Par conséquent, il peut

inclure la présence de papiers absorbants, d'emballages, de sacs en papier ou de

certains contaminants (métal, plastique…). De plus, il est observé une collecte de

déchet alimentaire, jusqu'à cinq fois plus importante dans les zones rurales que dans

les grandes villes [338]. Il est admis que près de 0,2 kg/habitant/j peuvent être

collectés auprès des ménages et 0,5-1 kg/habitant/j en incluant les collectes auprès des

restaurants et des marchés (Tableau 19).

● Déchets verts. Généralement, les déchets de jardin sont représentés par une MS

d’environ 31-78% et une MV de 70-83% (% MS). Cependant, la fraction de lignine,

composant la matière organique, peut être élevée si les branchages et les bois de taille

sont collectés. Cette dernière fraction convient en effet beaucoup mieux au traitement

par pyrolyse ou au compostage [145,359–361]. A l’inverse, les tontes de gazon

fraîches sont humides et contiennent une part importante de composés organiques

facilement fermentescibles, qui en font une matière première intéressante [321]. Une

fraction de lignine reste néanmoins toujours présente dans le gisement. La production

de méthane est en moyenne estimée à 240 L CH4/kg MS. La production de gazon

coupé dans les jardins publics et privés varie entre 0,8 et 1,7 kg/m² (Tableau 19).

● À partir des cas d'étude présentés dans le Tableau 1, d'autres types de déchets

couramment produits, comme les huiles de cuisson usagées et les grasses alimentaires,

sont également étudiés [145,344]. Elles sont fournies principalement par des cantines

et des restaurants dotés de systèmes de collecte spécifique. Ces déchets sont définis

par une quantité élevée de graisses qui représentent une source d'énergie importante

pour la biomasse. Le MS est proche de 2% et le MV entre 82-92% (MS). Leurs

potentiels méthanogènes sont également élevés avec en moyenne 700 L CH4/kg MS

116

(Tableau 19). Néanmoins, en raison d'une production rapide d'AGV, lors de la

digestion anaérobie, ces déchets ne peuvent pas être utilisés seuls et nécessitent une

co-digestion appropriée (ne représentant que 5-30% MS du mix d’alimentation)

[80,145,344].

b) Collecte des gisements

Deux méthodes différentes peuvent être utilisées pour collecter les déchets organiques

présents dans les zones urbaines. La première est une collecte centralisée, où les déchets de la

zone du projet sont mélangés avec d'autres déchets provenant d'un système de gestion global

comme celui, d'une ville ou d'une région. La seconde, correspond à une collecte décentralisée,

la gestion des déchets est isolée du système global et se déroule généralement dans plusieurs

points de collecte locaux. Le concept de DESAR est lié à ce deuxième type de processus

[308].

Eaux usées : Afin d’expliciter ces définitions, le projet mené à Flintenbreite (Figure 12),

correspond à un système de collecte et de valorisation des eaux usées, autonome et

décentralisée de la ville. A l'inverse, la gestion des eaux usées de Bo01 (Figure 14) reste

centralisée avec le système de traitement de la ville de Malmö. Traditionnellement, la collecte

des eaux usées est centralisée vers des STEP. Les « Community Toilet Complexes (CTC) »,

dans le projet de Nashik, en Inde, est un autre type de système de collecte des eaux usées

(Tableau 18). Ici, de petites unités recueillent et stockent les eaux usées avant leurs transports

par des véhicules spécialisés jusqu'à l'unité de traitement [324]. En ce qui concerne le procédé

même, de collecte des eaux usées, on constate la présence fréquente, de système de séparation

des déchets à la source et l’emploi de toilettes aspirantes. Ces toilettes ne recueillent alors que

les eaux noires ou brunes, comme dans le quartier de Flintenbreite. Elles diminuent également

la fraction aqueuse des eaux noires de près de 55 % et concentrent en même temps la fraction

organique [332]. Néanmoins, la fraction de NH4-N est, elle aussi, concentrée par ce procédé,

on note également un impact significatif de l’aspiration sur le coût énergétique du système de

valorisation [80].

Pour la collecte des eaux usées, le contexte local et le réseau de raccordement sont également

importants, en particulier à l'échelle d’un quartier. Par exemple, l'étude préliminaire sur le site

de Flintenbreite [80] estime que seule, une partie de la production théorique d'eaux noires sera

effectivement collectée. Cela s’explique par le fait que le projet est un quartier résidentiel, les

gens étant par conséquent, non présents pendant la journée. Ainsi, en l'absence de

raccordement entre le procédé de traitement et les infrastructures locales telles que les

entreprises, les crèches et les écoles, une partie de la matière théorique est manquante. L'étude

révèle également que la fraction d'enfants dans la population doit être prise en compte au

niveau d’un quartier. En effet, elle peut avoir un impact significatif sur la quantité d'eaux

usées collectées par rapport à la quantité estimée.

Déchets verts : Le gisement des DV peut provenir d’espaces verts privés ou publics. Sa

collecte est généralement réalisée dans des centres de tri spécifiques ou dans des poubelles

pour les déchets organiques. Afin d’augmenter les quantités collectées et ainsi de pouvoir

envisager une digestion anaérobie, la collaboration avec des entreprises d’entretien des

espaces verts peut également s'avérer nécessaire. La disponibilité du gisement dépend

fortement de la saison, ainsi la collecte est réalisée environ 180 jours par an [337] De plus,

une bonne différenciation entre la tonte du gazon et les résidus d'élagage est nécessaire pour

éviter une concentration élevée de lignine. Dans l'étude préliminaires du quartier de Jenfelder

117

Au, la collecte a été étendue au-delà de la zone urbaine afin d’obtenir une quantité plus élevée

de DV.

Déchets alimentaires : Les systèmes les plus couramment rencontrés pour la collecte des DA

correspondent à plusieurs points relais équipés de système d’aspiration ou alors à des

poubelles spécifiques, implantées proches des habitations. Un autre moyen, est la collecte à la

source, directement auprès des ménages, par l'utilisation de broyeurs situés dans les éviers des

cuisines (déchets de cuisine). Dans les cantines ou les restaurants, il s'agit de trier la fraction

organique et de la stocker avant la collecte. Actuellement, des solutions spécifiques de

collecte doivent toutefois être développées en fonction de la disposition urbaine et des

quantités à traiter. On peut ainsi, citer l'utilisation de véhicules à compartiments multiples,

utilisés dans les quartiers de Malmö ou de camions aspirants équipés de réservoirs et d’une

vis de broyage comme à Hammarby Sjöstad. La nécessité d’accéder à ces déchets, situés au

cœur des espaces urbains concerne particulièrement les marchés et les grossistes, qui

produisent une fraction non négligeable de déchet alimentaire, essentiellement à partir des

invendus de fruits et légumes [58] A Malmö, les déchets alimentaires sont collectés de deux

manières différentes, par l'utilisation de sacs en papier ou directement dans les habitations, par

des broyeurs d’évier. En incluant la collecte de tous les types de déchet alimentaire de la ville

de Malmö, le nombre de points de collecte atteint 18 391 (Tableau 19). Dans le district de

Fullriggaren (Figure 14), seulement 33-55% des déchets alimentaires produits par les

ménages sont collectés dans le réservoir de stockage, après le broyeur. Le reste des déchets

alimentaires se retrouve alors dans les déchets résiduels (37%) ou passe comme surnageant

dans le réservoir de collecte et sont redirigés vers les égouts (23-33%) [58]. Cela appuie l’idée

que des solutions de collectes pratiques et efficaces des déchets alimentaires urbains doivent

encore être développées. Néanmoins, comme mentionné dans les études recueillies, de solides

collaborations entre les municipalités et les installations de valorisation participent

grandement aux succès de tels projets [328,362].

Graisses alimentaires et l'huile de cuisson : La collecte des graisses, dans les cantines ou les

restaurants, se fait généralement à l'aide de trappes spécifiques, installées en amont du

système d'évacuation des eaux usées. À Malmö, on compte 530 de ces points de collecte. La

fraction organique qui compose le gisement est hautement énergétique ; néanmoins, en raison

de la faible fréquence des collectes, une partie de celle-ci est souvent perdue dans le flux

d'eaux usées. La collecte de l'huile de cuisson se fait, elle, directement dans des bacs dédiés

[80,145,344].

La participation des résidents à la collecte est un point important pour assurer une bonne

récupération des déchets organiques. Comme constaté dans les quartiers de Malmö, une

sensibilisation de la population peut être réalisée dans ce sens. Certains systèmes de collectes

sont également privilégiés par les habitants, à titre d’exemple l’emploi de broyeur d’évier,

s’avère en Suède, plus populaire que les sacs de collecte en papier (Projet 3). La "Retourette"2

ou "Atelier de recyclage", proposée dans le quartier d’Eva-Lanxmeer (Projet 2), est un autre

exemple de procédé à la disposition des habitants, utilisé pour encourager la collecte, entre

autres, des déchets alimentaires et des déchets verts.

Généralement, les procédés centralisés sont liés à des unités à grande échelle et les procédés

décentralisés à de plus petites unités, par conséquent plus nombreuses. De plus, le choix d’un

système de collecte est souvent lié à des installations préexistantes dans la zone urbaine ou à

des procédés couramment employés dans le pays d’accueil. A Hammarby Sjöstad, le quartier

a par exemple, utilisé les installations locales préexistantes (STEP) pour réaliser un modèle

118

circulaire de récupération d'énergie. Néanmoins, ces notions dépendent de l'échelle considérée

et sont donc à nuancer, en effet :

Un quartier entier avec un système de collecte autonome comme le projet d’Eva-Lanxmeer est

décentralisé de la gestion de la ville. Mais, ses habitations sont toujours centralisées dans un

système de collecte commun. A une autre échelle, le projet pilote de méthanisation à Sneek

ou le processus de compostage dans le quartier d'Allermöhe, ont été construits avec seulement

une partie des habitations impliquées dans le procédé. Ils sont donc décentralisés au niveau du

quartier mais centralisé au niveau de ces habitations spécifiquement [323,331] .

Pour bien comprendre les implications des différentes façons de collecter les déchets et leurs

avantages respectifs, il est donc possible de réaliser des ACV comparatives. Par exemple, la

thèse de Bernstad en 2012, porte sur la valorisation des déchets alimentaires, en mettant

l'accent sur une zone résidentielle du sud de la Suède [58]. Elle considère également d'autres

études d'ACV sur la gestion des déchets alimentaires, liées aux couplages les plus bénéfiques

en termes de processus de valorisation, systèmes de collecte et transports des déchets [363–

365].

c) Stockages et prétraitements

Si l'objectif est de déployer des procédés de digestion anaérobie à proximité des quartiers, la

maîtrise du stockage et du prétraitement est cruciale pour éviter de potentielles nuisances.

Stockages et prétraitements sont donc impactés par leurs localisations in situ ou ex situ. Ces

procédés sont utilisés pour moduler la qualité des déchets et leurs rythmes

d’approvisionnements ; deux paramètres principaux dans le dimensionnement d’un réacteur.

Le stockage est généralement une cuve simplement enterrée, ou une cuve hermétique.

Inversement, un large éventail de procédés peut être utilisé comme prétraitement, en fonction

des types de déchets et des caractéristiques souhaitées. Ces procédés réduisent ou dégradent

principalement la fraction inutilisable des gisements et augmentent ainsi leur dégradabilité.

Selon les réglementations nationales, un prétraitement sanitaire peut être nécessaire à des fins

sanitaires, comme en Allemagne ou en France.

Dans le cas d'un système de collecte des eaux usées, raccordé à une unité anaérobie, comme à

Flintenbreite, l'unité de stockage construite in-situ, a deux objectifs. C’est une zone tampon

servant de prétraitement à la matière organique et de réservoir pour moduler les apports allant

au digesteur [318,320]. Dans le projet Nashik, Inde (Tableau 17) pour éviter la défécation

rurale et valoriser les eaux noires produites, 200 (puis 400) « Community Toilets » sont

installées comme unités locales de collecte et de stockage. Cette approche offre elle, un aspect

sanitaire et une solution pour limiter les nuisances des eaux noires en attendant leur transport

vers un traitement anaérobie [328]. L’utilisation de réservoirs de stockage des eaux noires en

combinaison avec un prétraitement par pasteurisation ou une hydrolyse acide a également été

étudiée. Les résultats ont montré qu'un prétraitement à 24 heures à 55 °C ou 1 heure à 70 °C

est nécessaire pour inactiver les pathogènes dans les déchets [80]. Dans le projet d’Eva-

Lanxmeer, la pré-acidification dans une cuve dédiée, était envisagée comme un prétraitement

de stockage et d’hygiénisation efficace et peu coûteux en énergie (Projet 2). Néanmoins, une

attention particulière doit être accordée au contrôle de la concentration de l'AGV lors de

l’emploi de ce type de procédé. La pré-acidification est également utilisée pour augmenter la

DCO dissoute et améliorer la production de biogaz. Lorsque le prétraitement ne peut pas être

installé in situ, il est généralement situé dans un complexe ou une installation spécifique après

le processus de transport. Une STEP est un exemple courant d'unité de stockage, de

119

prétraitement et de valorisation ex situ. Dans le projet de Nashik, le stockage des eaux usées

est réalisé dans la zone du projet mais son unité de prétraitement est, elle, implantée, ex situ, à

proximité du digesteur anaérobie. Ainsi, l'unité installée est utilisée pour décanter les eaux

usées et mélanger les boues collectées avec les déchets alimentaires, avant méthanisation ou

avant un éventuel processus d'assainissement.

Prétraitement et stockage des déchets alimentaires sont faits en fonction de la collecte

réalisée. Le quartier de Malmö (Projet 3) fournit un exemple de deux processus différents. Le

premier est l'utilisation de sacs de collecte et de prétraitements mécaniques pour trier la

fraction organique. Le second est une collecte via des broyeurs d’évier et un stockage dans

des cuves de séparation. Le premier prétraitement peut néanmoins, avoir un impact important

sur la quantité de déchets valorisés. A titre d'exemple, l'étude réalisée à BO01, a d'abord

utilisé un prétraitement mécanique qui, sans un réglage optimal, refusait jusqu'à 60% du poids

en MS. Ce refus était dû à la présence d'objets contaminants (métaux principalement) dans les

déchets collectés. En ce qui concerne le système de broyage et le réservoir de séparation, le

premier permet de réduire la taille des particules et d'augmenter la dégradabilité des déchets

traités. Le réservoir de séparation est, ici, considéré comme un prétraitement en raison de son

effet sur les déchets. En effet, comme l'a montré les suivis réalisés à Fullriggaren, pendant les

20 jours de stockage, une étape d'hydrolyse est également réalisée [348]. Le prétraitement ex

situ des déchets alimentaires est aussi observé à Kristianstad, en Suède (Figure 14) afin

d'augmenter la dégradabilité des matières premières en créant des déchets alimentaires

liquides [340,348].

En ce qui concerne les déchets verts, en raison des difficultés liées au broyage des tontes de

pelouse, Hertel et al [145] démontrent que pour produire un jus facilement pompable les

tontes d'herbe peuvent être pressées. Cela permet ainsi d’extraire les composés organiques, à

savoir 85-95 % de l'acide lactique total et environ 55-65 % des protéines brutes. Le broyage

des DV avec d'autres déchets, tels que les eaux noires, pour faciliter le déchiquetage a

également été expérimenté avec succès [321]. De plus, la saisonnalité des déchets,

généralement entre l'été et l'automne, implique la nécessité d'un stockage spécifique.

Généralement, les déchets verts sont ainsi conservés dans des sacs sous vide, des silos à balles

ou dans des réservoirs avec des conditions anaérobies, comme lors de l'ensilage [284,321].

Compte tenu des observations provenant des cas in situ et à petite échelle, les unités de

stockage et de prétraitement ont une limite majeure. En effet, du fait de leur localisation en

zone urbaine, ils doivent faire l'objet d'une surveillance et d’un controle total pour éviter les

nuisances pour les habitations proches. L’unité située à Montpellier est un procédé in situ à

grande échelle et les rapports concernant le projet présentent quelques exemples de ces

nuisances. En effet, conséquence de certains défauts de construction et d'un contexte de mise

en œuvre difficile, la présence de vermine et de problèmes olfactifs ont été observés. Des

investissements importants, tels que l’installation de biofiltres, ont donc été nécessaires pour

les réduire. Flintenbreite, Eva-Lanxmeer et le projet LEAP présentent eux, des modèles in situ

de stockage et de prétraitement, appliqués conjointement avec des procédés à faible

consommation d'énergie. Cela permet alors d'augmenter le bénéfice du système de

valorisation (Tableau 17). Dans la mise en œuvre à petite échelle, la réduction de la taille des

unités est nécessaire. De plus, des retours d'expérience sur les eaux noires et les déchets de

cuisine montrent que la charge hydraulique est plus limitante pour la méthanisation que la

charge organique. En effet, même avec des toilettes aspirantes, la faible MS des eaux noires

(Tableau 19) doit être considérée lors du dimensionnement et de l'intégration du système de

digestion anaérobie [80]. Les eaux grises présentent le même problème, ce qui explique

l'utilisation de prétraitements par biofloculation lors de leur méthanisation [330].

120

d) Procédé de méthanisation

A partir des procédés utilisés dans les 15 études de cas présentées dans le Tableau 18, il est

constaté qu’une grande majorité d'entre eux est alimentée par un mélange de déchets. La

méthanisation employée, est également réalisée principalement par voie humide (MS > 20%),

en raison de l'utilisation fréquente d'eaux usées dans le mélange. Par rapport aux conditions

sèches, la voie humide est souvent définie comme bénéfique pour la production de biogaz.

Elle diminue également le TRH et nécessite moins d'énergie pour homogénéiser le milieu.

Malgré cela, la taille du réacteur en condition humide est plus élevée en raison de la fraction

d'eau utilisée. Cette dernière condition est particulièrement importante pour l'intégration du

processus à l'échelle d’un quartier. Le procédé en voie sèche est néanmoins, généralement

admis comme plus difficile à étudier et à gérer. Moins fréquemment observé sur des déchets

urbains, deux exemples de procédé en voie sèche sont cependant présentés. Le premier est

l'usine de digestion anaérobie des déchets alimentaires de Montpellier, pour traiter les déchets

de 450 000 habitants et à Fribourg-en-Brisgau, Allemagne, pour ceux produits par 600 000

habitants (Tableau 17). Inversement, la co-digestion des déchets alimentaires des districts de

Bo01 et Fullriggarens est prétraitée pour obtenir une matière première liquide et permettre une

digestion anaérobie en voie humide. Le Tableau 20 présente les conditions opératoires

employées pour certains des quartiers étudiés. On constate qu’une majeure partie des co-

digestions observées, se fond par l’emploi d’eau usées et de déchets alimentaires. Les déchets

verts et les graisses alimentaires sont également étudiés en co-digestion avec des eaux usées.

En moyenne les productions de méthane obtenues sont entre 300 et 400 mL CH4/ g MV

ajoutée.

Les dimensions observées pour la taille des réacteurs sont étroitement liées aux déchets

traités, au nombre de logements considérés, aux conditions d'exploitation et au contexte

d'intégration. Le projet d’Eva-Lanxmeer (Projet 2) et ses 250 logements, prévoyait ainsi une

co-digestion de 1075 m3/an, un TRH fixé à 20 jours et un réacteur d’au minimum 70 m3. A

Flintenbreite (Projet 1), il s'agit de 117 logements pour une co-digestion et un réacteur,

estimés respectivement à 1200 m3 de déchets/an et 73 m3 (TRH compris entre 21 et 24 jours).

A Nashik, le réacteur est dimensionné pour 1300 m3 et ainsi traiter avec un TRH de 35 jours,

30 tonnes/jour d'eaux usées provenant des 200-400 CTC et des déchets alimentaires de 1350

hôtels locaux. Le projet à Jenfelder Au, prévoit un réacteur de 900 m3 pour traiter, avec un

HRT de 25 jours, 30m3/jour de déchets produits par ses 2000 habitants. Lorsque les procédés

de méthanisations prennent place en dehors des quartiers, comme dans les unités de biogaz de

Bo01/Fullriggarens, Södertörn ou Freiburg im Breisgau 3, la taille des réacteurs rencontrés est

alors bien plus élevée et correspond à des unités à grande échelle (Tableau 17).

En ce qui concerne la technologie utilisée dans les 15 études de cas (Tableau 18), deux types

de réacteur sont identifiés pour effectuer la méthanisation en voie humide. Des UASB et

CSTR sont en effet, installés ou prévus dans les études de cas de Bo01/Fullriggarens, Sneek,

Flintenbreite, Jenfelder Au et Hammarby Sjöstad (STEP). Le premier type de réacteur se

caractérise par un faible risque de lessivage et une fraction importante de biomasse. Il est

principalement utilisé pour le traitement des eaux usées et de leurs boues [366]. L’UASB

réduit également, le temps de rétention et la taille des réacteurs et produit une bonne quantité

de biogaz [81,366]. Le second type de réacteur est surtout utilisé pour traiter les déchets avec

des concentrations élevées de matière en suspension ou de MS (3-10 %). Cela peut

notamment, être supposé, lors de la co-digestion de déchets urbains [80]. Le procédé utilisé

par un réacteur CSTR est simple et connu comme stable, il est généralement choisi car

121

relativement facile à opérer. Cependant, d'autres technologies peuvent aussi être envisagées,

comme les bioréacteurs à membranes (MBR), prévus dans la nouvelle unité de biogaz

d'Henriksdal ou les réacteurs à deux étages, tels qu'utilisés à Singapour [125]. Concernant les

deux projets qui utilisent une digestion anaérobie sèche, on observe l’emploi du procédé

Valorga®.

Le TRH est un paramètre principal dans la gestion des réacteurs en raison de son lien avec le

dimensionnement des installations, les posttraitements nécessaires et la quantité de déchets

traités. En effet, le TRH est influencé par la charge organique et correspond à la capacité du

réacteur, en un temps requis, à obtenir une dégradation organique et une production de

biogaz, satisfaisantes. Malgré les différences observées en termes de substrats et de charges

utilisées, le TRH est fréquemment fixé autour de 15 à 30 jours, en relation avec la production

de méthane et les coûts d'exploitation. De plus, une étude du projet Flintenbreite montre qu'un

TRH long (> 15 j), conduit à une stabilité du procédé de digestion des eaux noires et à une

protection contre les inhibitions dues aux changements brusques d’alimentations [80].

Néanmoins, il peut également être considérablement réduit pour des matières premières ou

des technologies de réacteur spécifiques. A titre d’exemple à Sneek, la digestion anaérobie et

aérobie des eaux grises avec des TRH < 1 j, ont été étudiées.

D’après le Tableau 18, on constate que les 15 procédés de méthanisations utilisés se font

principalement à une température mésophile, proche de 35°C. Le chauffage du réacteur est

généralement assuré par une fraction du biogaz produit, valorisée sous forme de chaleur. La

température mésophile semble offrir un bon équilibre entre performance et coût. Certains

projets étudient également, le processus de digestion anaérobie à 20 ou 25°C, dans le but de

réduire la consommation d'énergie. Malheureusement, cela est généralement préjudiciable à la

production de biogaz et à l’intégration en petites unités. En effet, une température plus basse

augmente le temps de rétention nécessaire à la digestion et, par conséquent, le

dimensionnement du réacteur [103]. En ce qui concerne la température thermophile (55°C),

on admet généralement qu’elle permet une augmentation de la production de biogaz et une

réduction du TRH. Néanmoins, l'énergie consommée pour maintenir la température dans le

réacteur doit être prise en compte et peut conduire à un bilan économique et énergétique

négatif. Dans une étude sur la valorisation des déchets de Malmö, les conditions thermophiles

entraînent également des réactions anaérobies, instables pour certains types de matière

première [344]. Néanmoins, à titre d'exemple fonctionnel, le procédé de méthanisation ex situ

à Fribourg est toujours en service après plusieurs années de fonctionnement, ce qui indique la

faisabilité du procédé thermophile dans certaines conditions. Des conditions thermophiles

sont également envisagées dans la station d'épuration de Hammarby Sjöstad, ce qui semble

indiquer une prévalence de cette température pour des installations à grande échelle [351,367]

A grande échelle donc, les fluctuations de la matière entrante sont compensées par les

quantités utilisées. Ainsi, la co-digestion n'apparaît pas obligatoire, comme dans l'usine de

Freiburg im Breisgau 3. Les paramètres et les conditions d'exploitation telles que la taille des

unités ou la température, sont également plus élevés et conduisent ainsi à des installations

hors des zones urbaines (ex situ) (Tableau 19). A l'inverse, les procédés in situ, sont souvent

réalisés à petite échelle et avec un nombre limité de paramètres (et de procédés) visant à

réduire la dimension du réacteur et accroître l'intégration urbaine de l'unité de valorisation.

Les projets des STEP de Hammarby Sjöstad et de Montpellier restent des exceptions parmi

les cas étudiés, avec leurs grandes installations implantées à l'intérieur de zones urbaines.

122

Tableau 20: Conditions opératoires de mono et co-digestions urbaines

Substrats Régime Fraction Charge organique TRH Température

(°C)

Production de Methane Sources

Eau noire et

Déchet alimentaire

Réacteur CSTR en

Continue

50:50 basée sur la

DCO 0,9 kg DCO/m3/jour 20 j 37

255 L CH4/kg DCO

ajoutée [80]

Boue primaire et

Déchet alimentaire

Réacteur CSTR,

Semi-continue

50:50 basée sur la

MV 1,7 kg MV/m3/jour

20 j

(TRS) 35

386 Nm3 CH4/tonne MV

ajoutée [344]

Boue primaire,

Déchet vert et

Graisse

alimentaire

Réacteur CSTR,

Semi-continue

1:1:1 basée sur la

MT 18-25 kg MT/m3*jour 40-55 j 37 834 nL of biogaz/kg MV [145]

Boue primaire et

Graisse

alimentaire

Réacteur CSTR,

Semi-continue

Graisse : 10-30%

basée sur la MV 2,4-2,6 kg MV/m3/jour

20 j

(TRS) 35

295-344 Nm3 CH4/ tonne

MV ajoutée [344]

Eau usée et Déchet

alimentaire Batch (BMP)

1-2/1-2 basée sur la

MV 1 g MV/L 40 j 32

262-922,5 mL biogaz/g

MV [326]

Déchet vert et

Déchet alimentaire Batch

1:1 basée sur la

MV 5,6 – 20 gMV/L 30 j 35-50

555-716 mL biogaz/g MV

(thermo.)

358-430 mL biogas/g MV

(meso.)

[100]

Eau noire +

fraction de Déchet

alimentaire

Réacteur UASB,

Semi-continue - 0,42 DCO/m3/j 29 j 25 6 L CH4/j [332]

Eau noire +

fraction de Déchet

alimentaire

Réacteur UASB,

Semi-continue - 1,4 gDCO/m3/j 8,3 j 25 14 L CH4/j [332]

Eau grise Réacteur UASB,

Semi-continue - 0,75 gDCO/m3/j 0,83 j 20-30 - [332]

Déchet alimentaire

et Boue primaire Batch (BMP)

0,23 – 2,09 gMV

(DA)/gMV (BP).

Ratio

Inoculum/Subtrat de 3 30 j 37 293-365 NmLCH4/gMV [368]

- : non donnée

123

e) Posttraitement, récupération des nutriments

Valorisation du digestat :

L'utilisation du digestat après la digestion anaérobie soulève plusieurs questions pratiques. En

raison de sa composition en N et P, le digestat est en effet, un bon substrat pour la fertilisation

des sols. Néanmoins, sauf en présence d'agriculture urbaine, le digestat ne peut pas être utilisé

directement dans le quartier. De plus, l'utilisation des eaux usées comme matière première

implique généralement une étape de séparation solide-liquide. On suppose que le digestat est

comparable à un engrais organique, sa phase solide incluant de fortes concentrations en N et P

disponibles et la fraction liquide après séparation, est concentrée en N et K [345,369].

D'après les Figure 12, Figure 13 et Figure 14, le compostage est l'option la plus populaire

pour traiter la fraction solide restante. Sur le plan économique, le processus est pertinent par

la production d'engrais et n'a pas besoin d'une forte demande d'énergie. Cependant, il

consomme de la matière organique et une fraction de la part azotée [370]. L’autre option est

de sécher le digestat, après nitrification à l'ammonium ou addition d'acide sulfurique, pour

éviter les pertes en azote [371]. Ce processus concentre alors les nutriments en une poudre et

diminue l'activité microbienne, néanmoins, en l'absence de système de récupération de

chaleur, il est coûteux en termes d'énergie. En Suède, l'unité de biogaz de Södertörn (Tableau

18) utilise un traitement par évaporation pour éliminer la fraction aqueuse du digestat produit.

La législation peut toutefois restreindre l'utilisation du digestat produit par digestion

anaérobie. Par exemple, si la matière première comprend des sous-produits animaux, en

Europe, un procédé d'assainissement est obligatoire avant emploi du digestat. Par conséquent,

d'autres procédés peuvent être employés afin d’atteindre ces normes de rejet [316].

Généralement, pour être utilisé comme engrais, le digestat après compostage doit

correspondre à des standards de qualité précis.

Plusieurs techniques sont utilisées pour extraire directement les composés utilisables du

digestat, notamment quand la surface d’épandage est loin de l'unité de posttraitement. Ainsi

les projets de Sneek et Jenfelder Au, étudient respectivement, l’extraction par précipitation

avec de la struvite et le stripping avec de l'ammoniac [321,358]. De la fraction liquide du

digestat, l'azote ammoniacal peut également être éliminé par stripping avec de l'acide

sulfurique. Il est ensuite récupéré, par lavage du gaz produit, avec une solution de sulfate

d'ammonium. Le processus de stripping a lieu à des températures élevées et conduit

également à l'assainissement du digestat [145].

Valorisation du biogaz :

Habituellement, la valorisation du biogaz est limitée par : (i) la fraction en méthane ; (ii) le

coût du posttraitement, tel que l'élimination de l’H2S ou du CO2 et (iii) le transport de

l'énergie produite [296]. Même si le procédé de méthanisation est intégré à l'intérieur d’un

quartier, toutes les solutions de valorisation ne peuvent pas être envisagées. En général, une

option est choisie en fonction de la proximité des utilisateurs d'énergie, du réseau de

distribution existant, des mécanismes de subvention et du bilan énergétique [372,373]. Le

bilan énergétique peut quant à lui, être construit à partir de la chaleur et de l'électricité

nécessaires au processus (prétraitement, autoconsommation....), de la concentration de

méthane dans le biogaz et du gain en énergie, produit par la solution de valorisation étudiée

[332,374]. Trois processus majeurs sont généralement étudiés : la production de chaleur et

124

d'électricité par une unité de cogénération, la production de gaz pour le réseau de la ville et la

production de carburant pour les véhicules. Le procédé de cogénération avec extraction du

CO2, spécifique au projet d’Eva-Lanxmeer (Figure 13) peut également être mentionné. Le

choix de ces processus de valorisation dépend principalement d'aspects économiques et des

besoins des utilisateurs locaux qui sont spécifiques à chaque pays [375].

En ce qui concerne la production de gaz de ville et de carburant, elle exige une teneur en

méthane supérieure à 95 % et le respect de normes spécifiques (faible humidité, faible teneur

en H2S et en siloxane) [296]. Ainsi, le posttraitement de purification nécessaire, constitue leur

principale limitation. En effet, il est généralement admis que ces derniers sont trop onéreux

pour être durables sur des petites quantités de biogaz et sont par conséquent réservés aux

grandes unités de méthanisation [316,371].

A titre d’ exemple, d'après les études de cas regroupés dans le Tableau 18, seules les usines

de biogaz des STEP de Sjölunda, d’Henriksdal et l’unité de Kristianstad, avec respectivement

6 réacteurs de 16000 m3, 2 réacteurs de 5000 m3 et 7 réacteurs pour un total de 39 000 m3,

disposent d'unités de valorisation pour convertir le biogaz en carburant [346,347]. Les

données disponibles sur Kristianstad indiquent que 65 % du biogaz produit est utilisé comme

chaleur et 35 % est converti en carburant [346]. La quantité importante de biogaz produite à

partir de ces unités permet en effet, une valorisation économique et durable. Ces exemples

montrent également, que cette voie de valorisation est fortement influencée par les besoins

des utilisateurs locaux (ici véhicule fonctionnant au biocarburant) et par les mécanismes

nationaux de subvention. Pour ces projets, la politique de transition énergétique de la Suède

met en effet, l'accent sur la valorisation des déchets pour produire des biocarburants

[342,343].

D'après le Tableau 18, on constate que de nombreuses petites et grandes unités de valorisation

utilisent de la cogénération. Ce procédé accepte une plus grande qualité de biogaz, nécessite

un faible posttraitement et présente un bon rendement en termes d'énergie générée. Ainsi, ce

procédé de valorisation est particulièrement mis en œuvre pour des applications à petite

échelle. En ce qui concerne la qualité du biogaz, la fraction de méthane doit être d'au moins

45% (voir 30% pour l'utilisation de micro-turbines). Néanmoins, le procédé de cogénération

est généralement limité par la fraction d’H2S dans le biogaz et par le réseau local nécessaire à

l'utilisation de la chaleur et de l'électricité produite [296,334]. A titre d'exemple, à

Montpellier, les 11 800 000 m3 de biogaz produits annuellement sont traités par une unité de

cogénération et la chaleur et l'électricité produites sont acheminées vers les appartements et

les infrastructures locales (hôpital). Le projet de Nashik, avec une unité centralisée ex situ, a

lui, estimé la production journalière de biogaz entre 1600 m3 et 2100 m3. Celle-ci est valorisée

par une unité de cogénération [327]. Dans ces derniers cas, les besoins des utilisateurs locaux

semblent en effet plus importants en termes de production de chaleur et d'électricité qu’en

carburant ou gaz de ville. La cogénération est également prévue dans de petites unités, comme

pour les projets de Flintenbreite et d’Eva-Lanxmeer et utilisée dans le projet de Sneek. A

l'inverse des productions de méthane à grande échelle, mentionnées précédemment, les

productions de méthane sont ici plus faibles mais l'intégration dans la zone urbaine offre un

réseau local pour utiliser la chaleur et l'électricité produites. A Flintenbreite, sur la base des

résultats de Wendland [80] la production est estimée à 4700 m3 CH4/an et 22500 m3 CH4/an

dans des conditions optimales et avec une co-digestion supplémentaire. Dans le projet d’Eva-

Lanxmeer, la production devrait, elle, avoisiner les 27 000 m3 de biogaz/an. A Sneek, les

différentes études ont, elle, permis de produire entre 12 et 14 m3 CH4/cap/an [332].

125

f) Conception intégrée au quartier

Afin de développer des projets de méthanisation traitant des déchets en milieu urbain, les

maitres d’ouvrages doivent prendre en compte, non seulement, les aspects techniques mais

aussi le contexte social, politique et économique. A titre d’exemple, si le procédé de

méthanisation est mal exécuté, il peut causer des nuisances à la population locale. Dans un

même temps, le procédé est facilement dommageable en cas d'utilisation incorrecte par les

habitants (comme l'utilisation de produits ménagers antimicrobiens). En ce qui concerne le

contexte des projets analysés dans le Tableau 17, beaucoup d'entre eux sont construits grâce

au soutien des politiques environnementales et de transition énergétique. Ils sont

généralement initiés par un regroupement composé d'organisations, de municipalités,

d'universités ou de sociétés. Parmi ces projets, ceux abandonnés révèlent que les contraintes

financières sont fortement limitantes. A titre d’exemple, en Allemagne, le premier grand

projet urbain d’unité de traitement anaérobie, a démarré dans le quartier Vauban de Fribourg 3.

Il s’est malheureusement soldé par un abandon dû à la faillite de l'entreprise chargée de sa

mise en œuvre. Les bases du projet ont toutefois été poursuivies, dans l'éco quartier de

Lübeck et plus tard avec le quartier de Jenfelder Au à Hambourg.

Un projet situé en milieu urbain in situ doit en effet, adapter sa technologie et son

dimensionnement, aux limites de superficie disponibles pour son intégration. A cela s’ajoute

les coûts du foncier en zone urbaine. Ainsi, il peut s’avérer impossible pour des maîtres

d’œuvre, de réserver, des terrains pour une plateforme de valorisation. Pour ces raisons et à

notre connaissance, de nombreux projets d'éco quartiers développés au cours des 5 dernières

années n'incluent pas de concept de DESAR. Le Tableau 17 montre que les systèmes de

gestion des déchets municipaux menés sur plus de 100 000 personnes ou avec forte densité

urbaine conduisent généralement à des processus ex situ. Ainsi, les systèmes autonomes de

gestion des déchets, construits spécialement pour être intégrés à l'échelle d’un quartier, se

limitent généralement à des projets de construction neufs. Ils présentent de plus, de faibles

densités urbaines et des unités de valorisation dimensionnées pour 100 à 2000 personnes.

Certaines exceptions sont toutefois observées, en lien avec un système de gestion des déchets

préexistant ou un contexte d'intégration spécifique. En ce qui concerne le quartier

d’Hammarby Sjöstad, avec un procédé in situ à grande échelle, il semble en effet que la

présence historique d'une station d'épuration explique ce modèle particulier. En ce qui

concerne le cas de Montpellier, la localisation de son usine de valorisation des déchets répond

à de fortes problématiques de gestion et de transport des déchets, ce qui a conduit à cette

intégration urbaine. A l'inverse, les quartiers de BO01 et de Fullriggaren présentent un

nombre limité de logements et un système efficace de collecte et de gestion des déchets.

Néanmoins, il semble que la proximité avec des unités de méthanisation préexistantes ait

finalement mené à un processus de valorisation ex situ. Une des solutions mises en avant pour

faciliter l'intégration de la méthanisation à l’échelle urbaine, tout en augmentant les bénéfices

énergétiques du procédé, est de combiner la digestion anaérobie avec d'autres (pré)traitements

des déchets. Cela peut alors être réalisé dans une seule petite unité, localisée in situ. A titre

d’exemples, on peut citer les projets de Noorderhoek (Sneek) et d’Eva Lanxmeer, qui

concentrent leurs systèmes de valorisation des déchets dans respectivement un seul garage ou

un seul bâtiment [331,336].

La perception du processus de valorisation par les habitants est également un point important

en termes d'intégration à l'échelle urbaine [376]. Aux Pays-Bas, le quartier d’Eva-Lanxmeer

reste un modèle de participation sociale en impliquant ses habitants dans la politique du

quartier et dans le programme d'agriculture urbaine. En effet, la population a un rôle

126

prépondérant dans le développement et la préservation de la vie de leur quartier. Il convient

également de noter que, malgré l'abandon du processus de digestion anaérobie, le projet

initial, lui associait une dimension sociale innovante en impliquant une coopération urbaine et

rurale/agricole. Les avantages de l'implication des habitants dans un projet de valorisation

sont également démontrés par l'étude de cas menée à Brest ; un processus de compostage, in

situ, utilisant plusieurs petites unités. Là-bas, la participation des écoles et des associations,

soutenue par la politique établie, a conduit à une forte implication de la communauté et à la

longévité du processus. De plus, la sensibilisation des jeunes générations assure un suivi des

bonnes pratiques et l'intégration du procédé avec une vision sur le long terme. Dans le village

de BedZed c’est un audit, des questionnaires et des mesures qui ont été réalisés sur la

population y résidant. Le rôle social de ce projet a été mis en évidence par ces résultats. En

effet, la consommation énergétique du quartier et la sensibilisation des gens aux pratiques

écologiques sont apparues meilleures que les résultats obtenus pour la moyenne du pays.

Récemment, d'autres exemples ont émergés tels que le projet communautaire LEAP à

Londres, qui implique le volontariat des habitants à transporter leurs propres déchets

organiques jusqu'à un digesteur anaérobie commun [312]. Il convient également de

mentionner le financement participatif de méthaniseurs alimentés par des déchets de villes et

des agriculteurs, en France [377]. En Suède, à Hammarby Sjöstad, les travaux de Pandis

Iveroth et al, 2013, détaillent pas à pas, l'influence des acteurs économiques, sociaux et

politiques dans les étapes ayant mené à l'intégration ou au rejet de procédés innovants pour la

gestion des déchets [352].

Les politiques environnementales jouent également un rôle essentiel tant du point de vue

financier par le biais de mécanismes de subventions, que par le soutien institutionnel qu’elles

représentent. Dans leurs travaux, Pan et al., soulignent les implications des politiques

environnementales dans le développement ou l'abandon de projet de DESAR. On peut ainsi

observer que la transition énergétique menée par les pays au cours du XXe siècle a donné lieu

à la construction d'un grand nombre de projets mentionnés dans ce document [45].

La communauté scientifique est un autre acteur majeur à l'origine des projets d'éco quartiers.

En effet, le soutien des universités locales a souvent prévalu dans les études de cas. Cela

implique alors la réalisation de pré-études ou le suivi des processus, une fois ceux-ci installés,

comme c’est le cas en Allemagne ou en Suède (Projets 1 et 3).

Enfin, nous voudrions mentionner, que d’ores et déjà et dans le but de produire des procédés

de valorisation durables à partir des déchets organiques, différents types de projets voient le

jour. Le concept de Greenhouse Village, quartier hypothétique combinant des espaces urbains

et des fermes, est un exemple de modèle basé sur le procédé de méthanisation [378,379].

L’intégration des concepts de DESAR dans les quartiers écologiques n'est pas seulement axée

sur de petites unités de digestion anaérobie [380]. Certains projets ont également présenté des

concepts d'agriculture urbaine, des processus tels que les Living Machine1 dans le quartier de

BEDZED (Londres) [310,311], des habitations passives, des projets "zéro déchet" ou encore

des "villes-forêts" [304,306,314,323]. L’appui de méthodes d'ACV semble également

pertinent pour déterminer au mieux l'impact environnemental de ces systèmes de valorisation

[58,353]. L'ACV se base sur certaines hypothèses, mais fournit néanmoins des réponses

multicritères à une question. Par exemple, la valorisation énergétique des déchets alimentaires

dans le contexte de Hong Kong, publiée par Woon et al. 2016 [381] prend en compte la santé

humaine et les impacts sur l'écosystème. Elle conclut que, dans ce contexte, la valorisation du

biogaz sous forme de carburant est la plus favorable. D'autres éléments peuvent être analysés

en fonction de l'approche choisie et ainsi déterminer l'impact de processus, sur des systèmes

de gestion des déchets. Dans une démarche d’intégration de ces systèmes dans un quartier,

127

l'ensemble du processus de digestion anaérobie doit être considéré depuis la collecte des

déchets jusqu'à l'utilisation du digestat.

V / Conclusions

Ce Chapitre présente une étude comparative des procédés de méthanisation et de valorisation

utilisés dans 15 projets urbains. Pour comprendre les éléments nécessaires au fonctionnement

d’un système de gestion des déchets urbains, trois projets ont été spécifiquement étudiés. Les

informations disponibles et relatives aux aspects techniques, économiques, politiques et

sociaux ont ainsi été prises en compte. Cette analyse a permis de mettre en évidence la

nécessité d’une compréhension systémique de la méthanisation, dépendante de la bonne

réalisation de plusieurs étapes situées en amont et en aval du procédé biologique. Sur la base

des résultats de cette analyse, une discussion a été menée afin de comparer ces trois projets

avec les 12 autres cas d’étude. Elle se concentre principalement sur la mise en œuvre des

étapes identifiées comme clef pour le procédé dans son ensemble. Ces résultats ont permis

d'obtenir un retour d'information sur : i) les moyens de mise en œuvre des processus clefs, ii)

les améliorations et iii) les limites déjà identifiées à la méthanisation urbaine, apportant ainsi

un bénéfice pour de futurs projets. Les points suivants énumèrent les principaux éléments mis

en avant :

- Deux modes d’application sont identifiés pour la mise en œuvre d’une méthanisation

urbaine. La gestion in situ, se traduit généralement par de petits procédés intégrés à

l'échelle d’un quartier. La gestion ex situ comprend, elle, des déchets transportés vers

de grandes unités situées à l'extérieur de la zone urbaine.

- Trois types de déchets sont utilisés pour la digestion anaérobie : les eaux usées et les

déchets verts et alimentaires, généralement après broyage ou déchiquetage. Une co-

digestion de ces trois déchets simultanément, n’est toutefois pas étudiée. D'autres

déchets sont également étudiés à des fins de co-digestions, tels que les graisses

alimentaires ou les eaux grises [145,332,344].

- Un réseau robuste et efficace de collecte, de stockage et de prétraitements est

nécessaire pour fournir une quantité régulière de déchet, avec une qualité optimale, au

processus de digestion anaérobie. La réduction des matières non utilisables telles que

l'eau dans les eaux usées est essentielle pour limiter la taille des procédés.

- La digestion anaérobie intégrée in situ à petite échelle, semble être privilégiée pour les

quartiers à faible densité ou pour des constructions ou reconstructions d'habitations.

Dans le cas de logements déjà construits avec une gestion centralisée des déchets ou

un projet à haute densité urbaine, les procédés ex situ pourraient être plus adéquates,

notamment s'ils impliquent l'utilisation d'eaux usées.

- La co-digestion semble être optimisée pour les procédés en voie humide, avec une

température mésophile et une TRH proche de 20 jours. L'utilisation d'un mélange de

déchets comme matière première est également un moyen de stabiliser la réaction de

méthanisation en l'absence d'effets de dilution (présents à grande échelle).

- Le digestat en raison de la fraction en nutriments encore disponibles est utilisé pour

produire de l'engrais. Après filtration, la partie liquide extraite peut, être traitée par

voie chimique, zone de rejet végétalisée (ZRV) ou par digestion aérobie classique

comme posttraitement. Le compostage est principalement mis en avant comme

traitement pour la fraction solide des digestats.

128

- La quantité de biogaz produite par une petite unité de méthanisation, implique une

récupération d'énergie principalement réalisée par cogénération pour transformer le

biogaz en chaleur et en électricité. Ex situ, le processus de valorisation semble être

choisi en fonction des besoins des utilisateurs locaux, du réseau installé ou de la

politique de transition énergétique appliquée.

- Une structure locale de valorisation, comme la digestion anaérobie ou le compostage

in situ, a des impacts sociaux bénéfiques. L'échelle du district est particulièrement

adaptée aux initiatives sociales et locales.

- La création et le succès des concepts DESAR nécessitent l'implication des

communautés scientifiques, économiques, politiques et sociales avec une approche

multidisciplinaire et systémique [352,380,382,383].

Certaines connaissances apparaissent, à la lumière de cette étude, comme peu développées et

manquantes pour une meilleure intégration de la méthanisation à l'échelle urbaine. Les axes

de recherche suivants peuvent ainsi être suggérés.

- L'étude de la sélection des déchets en tenant compte de la fraction inutilisable des

déchets et de l'impact des conditions de collecte apparait comme pertinente.

- En raison de la proximité des habitations et de la limite des aires disponibles à

l'échelle d’un quartier, les processus de stockage et de prétraitement gagneraient à être

étudiés spécifiquement pour des projets in situ. Les objectifs identifiés pourraient être

de diminuer la taille des unités, d'augmenter les performances et le contrôle des

nuisances et d'évaluer leurs impacts sur la qualité de la matière première.

- Avec le développement de projet d'agriculture urbaine, de nouveaux types de déchets

doivent être pris en compte ainsi que les quantités supplémentaires qu’ils représentent

[335].

- Enfin, pour accroître la durabilité des projets avec une vision sur le long terme, une

étude multicritère et systémique telle que les méthodes en ACV semble pertinente lors

de la phase de pré-étude [343,376–379]. La détermination de bilans environnementaux

ou économiques, permettrait également une vision systémique pertinente quant à

l’intégration du procédé à l’échelle urbaine.

Au regard de ces éléments, ce second Chapitre permet d’identifier plusieurs briques de

connaissances nécessaires à l’évaluation de la faisabilité de la méthanisation à l’échelle

urbaine. Une première approche apparait comme expérimentale à travers l’étude des

gisements et des procédés en amont de la méthanisation, ainsi que des impacts de ces

procédés sur une co-digestion. Cette analyse sera l’objet du troisième Chapitre de cette thèse.

La seconde approche a, quant à elle, l’objectif de prendre en compte l’intégration globale du

procédé de par ses performances environnementales et de gestion des déchets. Cette seconde

partie sera traitée dans la Chapitre IV.

Notes 1 Une "Living Machine", est une infrastructure où un écosystème complet créé, avec des

objectifs de bioremédiation. Le circuit fermé créé, avec l’approvisionnement de communautés

microbiennes, de plantes et/ou de poissons, permet une gestion des nutriments provenant des

sols, des eaux usées ou de matières premières spécifiques. Il en résulte un traitement

biologique et la production de sous-produits tels qu’une eau épurée et des sous-produits pour

l’alimentation animale ou végétale [334,388].

129

2 Dans une "Retourette", les gens sont invités à fournir de nombreux types de déchets

recyclables et à les mettre dans des "poubelles" spécifiques. Le concept est de collecter une

grande quantité de ces déchets recyclables dans une pièce conçue pour servir de lieu de tri

universel. Elle se déroule souvent à côté d'un supermarché pour augmenter les quantités

recueillies et ainsi approvisionner des chaînes de valorisation [338].

3 La digestion anaérobie des déchets alimentaires est encore pratiquée à Fribourg. Il intègre les

déchets provenant d'une grande partie des régions de Breisgau-Hochschwarzwald et de

Lörrrachsoit, soit environ 600 000 habitants.

130

131

Chapitre 3 :

Analyses Expérimentales

Conduites sur substrats réels

132

I / Introduction

Le Chapitre III est construit d’après les conclusions et les perspectives établies précédemment

et se basant principalement sur les verrous expérimentaux identifiées. Il est structuré sous la

forme d’une approche systémique, soit l’analyse d’un ensemble de procédés et d’étapes

impliqués dans la gestion des déchets. Il comprend l’étude des gisements de déchets locaux,

leurs caractérisations et la prise en compte des procédés de collecte, stockage et prétraitement

dans le processus de méthanisation. L’étude a de plus, été menée sur des substrats réels afin

de simuler les conditions d’un véritable espace urbain. Enfin la méthanisation a, elle, été

réalisée à l’échelle paillasse et laboratoire, en incluant l’analyse du biogaz produit et du

digestat. Les données expérimentales obtenues comprennent ainsi l’ensemble d’un processus

de valorisation à l’échelle urbaine, basé sur la méthanisation et les procédés situés en amont et

en aval de cette dernière.

II / Méthodes

a) Collecte des gisements de déchets

Afin de caractériser les ressources disponibles pour un procédé de méthanisation à l’échelle

d’un quartier, les gisements de déchets, disponibles localement ont été étudiés. La Figure 15

présente les prétraitements réalisés lors de la collecte, en fonction des différents gisements de

déchets. Les boues issues des eaux usées proviennent de la commune de La Chapelle-sur-

Erdre, France. Une simple décantation gravitaire des eaux usées brutes est employée, afin

d’obtenir ces boues. Par soucis de comparaison avec la littérature disponible, ces boues seront

associées à des boues primaires tout au long de cette étude. Pour autant, elles sont à

différencier de ces dernières, qui sont générées après plusieurs prétraitements successifs. Les

boues activées proviennent d’une unité d’épuration autonome (réacteur aéré), disponible sur

le site du CSTB. La collecte a été réalisée au niveau du conduit de recirculation, avant

mélange avec la cuve d’entrant. Les serviettes en papier, tout comme les déchets alimentaires,

sont issues de la cantine d’IMT Atlantique, Nantes, France. Les déchets alimentaires ont subi,

préalablement à leur emploi, un prétraitement de broyage, séchage (Eco-cleaner GET

Innovation) et tamisage (4mm), afin d’obtenir une poudre stabilisée. Serviettes et Pailles sont

également broyées (Broyeur à billes Retsch MM400) avant emploi. Les tontes d’espaces verts

proviennent de terrains privés et publiques. Elles sont composées majoritairement d’herbes et

de feuilles mortes en excluant la présence de branches. Trois tontes ont été réalisées

respectivement, en octobre, avril et juin et correspondent aux échantillons 1, 2 et 3. Une fois

les collectes menées, un ensilage d’une période d’au minimum 3 mois et jusqu’à un an, a été

réalisé sur les échantillons 2 et 3 au moyen de récipients en plastique fermés hermétiquement.

La paille de blé, a été achetée dans le commerce sous la forme de litière pour animaux de

compagnie afin de simuler des déchets verts générés lors de plan de fauchage annuel ou bi-

annuel dans un quartier. Déchet vert et Paille s’inscrivent également dans la possibilité de

récupérer une ressource organique issue de projets de de ferme urbaine. Le Tableau 21, est un

récapitulatif des abréviations et expérimentations menées au cours de ce chapitre, sur les

différents substrats

133

Figure 15: Prétraitements des déchets urbains collectés

Tableau 21: Synthèse des expérimentations réalisées

Substrat Abréviation Caractéristiques des gisements Prétraitement Conduite de la méthanisation

Analyses physico-

chimiques (MS, MV,

DCO, pH)

Analyse

élémentaire

(CHNS)

Analyse thermogravimétrique

(ATG-DSC)

Suivi de

l’ensilage

Analyses

préliminaires en

batch

Expérimentations en

réacteur semi-continu

Boue primaire BP X X X X

Déchet vert DV X X X X X

Déchet

alimentaire DA X X X X

Paille de blé Paille X X X

Serviette en

papier jetable Serviette X X X

BP, DA, DV

ratio MV 1:1:1 MIX X X X

MIX sans DV

ratio MV 1:1 SansDV X

MIX avec

ajout de

Serviette

MixServ. X

MIX avec

ajout de Paille MixPail. X

134

b) Méthodes de caractérisation des substrats

i) Analyses physico-chimiques

Les mesures de Matière Sèche (MS) et Matière Volatile (MV) ont été réalisées d’après les

normes ISO NF EN 15169 et 15934. Les résultats sont donnés en pourcentage de MS en

fonction de la MT et en pourcentage de MV en fonction de la MS.

La mesure de la DCO a été menée au moyen de kit en tube DCO 1.14691.0001 et

1.09773.0001 pour Specroquant®, de la marque Merk. Dans le cas de mesure de DCO

réalisées sur des substrats solides, ces derniers ont été préalablement séchés, broyés puis

remis en suspension dans de l’eau d’adduction. Le résultat final est obtenu après considération

de la MS introduite dans l’échantillon analysé.

Les mesures de pH ont été menées à l’aide d’un pH-mètre Orion model 230A. Pour la

détermination sur substrat solide, la méthode recommandée par la norme NF ISO 10390 a été

employée.

ii) Analyses élémentaires

Afin de réaliser les analyses élémentaires, chaque échantillon est préalablement séché et broyé

(Broyeur à billes Retsch MM400). Une masse précise d’environ 1mg est pesée puis placée

dans une cupule en étain. L’analyse est accompagnée de standards de composition connue en

C, H et N, et d’un standard pur, spécifique pour le souffre. L’analyse élémentaire est réalisée

au moyen d’un Flash EA 1112 series.

iii) Analyses par Thermogravimétrie

Les Analyses par Thermogravimétrie (ATG) ont été menées à l’aide d’un Seteram modèle

setsys Evo16, couplé d’un module de canne de Calorimétrie différentielle à balayage (DSC

pour Differential Scanning Calorimetry). Pour ces analyses, le programme situé en Annexe a

été employé.

Les analyses sont par la suite corrigées à l’aide d’un blanc pour la correction du signal de

température.

c) Analyses préliminaires en batch sur des réacteurs de 500ml

Les substrats sont caractérisés préalablement à leurs emplois par leurs MS et MV. Ils sont

conservés à 4°C si leurs prélèvements sont réalisés la veille de leurs utilisations ou bien

congelés à -18°C et décongelés avant emploi.

135

L’inoculum provient du réacteur de 30L, employé dans cette étude et présent sur le site de

IMT Atlantique. L’emploi des inocula se fait sans étape préalable de « dégazage ». [368]

Le système employé pour la conduite de ces analyses en batch et la récupération du gaz formé

est présenté en Figure 16.

Chaque condition testée a été réalisée en duplicat. Généralement, au moins un des deux tests,

est muni d’un système d’agitation par hélice centrale et est agité 5-10min/jour. Les autres

tests ont été agités manuellement deux fois par jours ou réalisés en absence d’agitation

spécifique. Un test est composé de 1 flacon fermé (batch) de 500ml, ensemencé avec un ratio

de 0,75g MV substrat/g MV inoculum. Après ajout du substrat, le flacon est complété par de

l’eau jusqu’à un volume total de 400 ml. Chaque test a été réalisé dans des conditions

anaérobies. Pour cela un balayage à l’azote a été réalisé dans l’atmosphère de l’espace de tête.

Les flacons ont ensuite été placés à température mésophile, dans un bain marie à 37°C (± 3)

durant une quarantaine de jours. Chaque essai est accompagné d’au moins un blanc, composé

également, de 250 ml d’inoculum mais uniquement complété par de l’eau jusqu’à 400 ml. Le

blanc permet notamment d’estimer la production de biogaz endogène généré par l’inoculum.

Avant le balayage à l’azote et le début de l’expérimentation, le pH de chaque essai a été

déterminé. Une autre mesure a ensuite été réalisée en fin de réaction. Deux points de

prélèvements ont été employés pour caractériser le biogaz formé. Le premier permet de

recueillir le gaz via une seringue directement dans les éprouvettes graduées. Le volume de

biogaz présent dans la burette est alors vidé suite à l’analyse. Cette dernière est menée par

l’utilisation d’une micro-chromatographie gazeuse (Agilent Technologie 300 A). Toutefois du

fait de la solubilité de certains composés dans l’eau (notamment CO2), le résultat obtenu dans

ce premier cas minimise la concentration de CO2 et d’H2S dans le gaz et maximise celle de N2

et O2. Par conséquent, un second prélèvement a été réalisé directement dans l’espace de tête, à

travers une sortie équipée d’un septum sur chaque flacon composant l’essai. L’analyse permet

alors de déterminer au plus juste les fractions en pourcentage de CO2, CH4, N2, O2 et H2S

(ppm) présentes dans le volume de gaz généré.

136

Figure 16: Schéma de réalisation des analyses préliminaires, d’après les travaux de [127]

d) Expérimentations en réacteur semi-continu

Les caractérisations des gisements composant les MIX* sont réalisés 1-10 jours avant leurs

emplois, puis conservés, séparés, à 4°C. Si le délai avant utilisation excède 1 jour, les

substrats sont alors conservés à -18°C, puis décongelées avant emploi. Les mesures de pH

sont réalisées juste avant l’alimentation du réacteur. Pour la détermination du pH sur substrat

solide, la méthode recommandée par la norme NF ISO 10390 a été employée.

Les conditions de conduite du réacteur sont présentées dans le Tableau 22.

137

Tableau 22: Conditions opératoires du réacteur

Substrat Répétition Charge

Organique (kg

MV/m3/j)

Temps de

séjour (j)

Température (°c)

MIX* n = 3 0.5 30 37

MIX* n = 3 1.0 - 1.3 Compris entre

30-35 37

*MIX : DA-DV-BP, dans un ratio MV 1 :1 :1

La Figure 17 présente le réacteur (Deltalab) employé durant cette étude. Sa capacité totale est

de 70L, son volume utile a été fixé arbitrairement à 30L. La température opératoire a été

contrôlée et régulée à 37°C pour conserver des conditions mésophiles durant les

expérimentations. L’agitation est assurée par une hélice centrale contrôlée depuis un logiciel

de contrôle commande. Le rythme d’agitation a été de 9tours/minutes pendant 8h par jour,

coupé en deux cycles de 4h pour limiter l’impact sur les biofilms microbiens. Le mélange de

substrat employé ainsi que le temps de séjour ont été déduits des analyses préliminaires

menées en batch. La composition du biogaz dans le réacteur a été déterminée par l’emploi

d’un analyseur de biogaz (Biogas 5000, marque Geotech). Le volume de biogaz pompé est

alors d’environ 500 ml pour 1min de fonctionnement et le résultat est exprimé en pourcentage

de CH4, CO2, O2 et H2S en ppm. En plus du suivi du biogaz produit, cette caractérisation

permet également de déterminer la quantité de C consommé pour la production de CO2 et

CH4. Ponctuellement, une poche de gaz de 2L (Tedlar®, Supelco) a été remplie afin de

corréler les résultats avec l’analyse par micro-chromatographie gazeuse (Agilent Technologie

300 A).

Lors de chaque alimentation, un excédent de MIX est généré à des fins de caractérisation. Une

fraction du digestat retiré, est également analysée. La détermination de la MS, MV et

l’analyse élémentaire du substrat et du digestat servent notamment à déterminer le C

consommé durant l’expérimentation.

138

Figure 17: Schéma du réacteur, CSTR (Deltalab)

III / Résultats et Discussions

a) Caractérisation des ressources organiques disponibles

i) Profils physico-chimiques

Afin d’étudier la pertinence des gisements urbains pour une valorisation par un procédé de

méthanisation, plusieurs paramètres ont été déterminés. Le Tableau 23 regroupe les analyses

physico-chimiques menées sur les différents gisements identifiés et disponibles à l’échelle

d’un quartier.

139

Tableau 23: Analyses physico-chimiques des gisements

MS (%MT) MV (%MS) DCO (g.kg-1) pH C (%MS) H (%MS) N (%MS) S (%MS) C/N

Déchet Alimentaire (broyé et séché)

n: 161

92.5 (±1.1)*

n: 124

90.2 (±2.2)*

n: 10

1129 (±113)**1

n: 30

5.01

(±0.03)**

n: 10

49.2 (±0.3)**

n: 10

7.16

(±0.10)**

n: 10

3.62

(±0.19)**

n: 4

0.21

(±0.05)**

13.6

Déchet Vert (herbe

coupée, ensilée) n: 197

33.9 (±1.3)**

n: 159

71.5 (±1.7)**

n: 11

109-443***1

n: 29

5.18

(±0.51)**

n: 31

38.2 (±1.3)**

n: 31

5.04

(±0.22)**

n: 31

2.06

(±0.26)**

n: 4

LD-0.21*** 18.5

Boue Primaire (eau

usée décantée) n: 163

1.31 (±0.05)**

n: 134

88.6 (±3.0)*

n: 29

13.3 (±1.4)**

n: 28

6.28

(±0.09)**

n: 19

42.8 (±0.7)**

n: 19

6.27

(±0.07)**

n: 19

2.63

(±0.20)**

n: 6

LD-0.64*** 16.3

Boue a

Activée (charge

organique < 0.1 kg

DCO/m3/j)

n: 8

0.44 (±0.01)**

n: 6

81.9 (±1.4)**

n: 6

5.8 (±0.3)** Nd

n: 4

40.8 (±0.2)*

n: 4

5.93

(±0.02)**

n: 4

6.52 (±0.04)*

n: 4

1.04 (±0.16)* 6.9

Serviette en Papier n: 10

94.6 (±0.7)**

n: 8

99.7 (±0.1)**

n:6

815 (±107)*1 Nd

n: 4

42.3 (±0.1)**

n: 4

6.13

(±0.07)**

Inf. LD Inf. LD -

Paille de Blé n: 9

91.4 (±0.4)**

n: 7

96.2 (±0.2)**

n: 5

1033 (±52)**1 Nd

n: 4

45.5 (±0.1)*

n: 4

5.98

(±0.05)**

n: 4

0.49

(±0.02)**

Inf. Inf. LD 92.9

n : nombre de mesure

1, Mesure sur substrat broyé et séché à 105°C, 16h.

Nd: non déterminé LD: limite de détection < 0.06%

*, (écart-type) **, (± intervalle de confiance, 95%), normalité déterminée par un skewness et un kurtosis, compris entre 2 and -2 (Urbano, 2013)

***, min.-max.

140

Il apparait, d’après le Tableau 23, que les DA présentent des valeurs de MS de 92,5% et de

DCO de 1129g/kg. Cela s’explique par le procédé de séchage opéré au préalable à leurs

caractérisations. Dans la littérature, les valeurs de MS sont comprises entre 10-30% et celles

de DCO sont proches de 200g/kg [344]. A l’inverse, la fraction de MV, à hauteur de 90% de

la MS, correspond aux valeurs trouvées dans la bibliographie [62]. Il apparait donc que les

procédés de prétraitements employés ne semblent pas avoir d’impact négatif sur la matière

organique disponible. Avec 3,62% d’azote les DA présentent la deuxième plus importante

fraction d‘azote dans les gisements étudiés, derrière les BA. La concentration en azote est

principalement expliquée par la présence de composé carné dans le déchet. Le pH du

gisement, de 5,01, est légèrement acide.

La variabilité intrinsèque aux gisements des DV, composés de différentes plantes et feuilles,

explique les intervalles de confiance plus élevés que sur les autres déchets. On note également

une MS supérieure à 30% pour ce gisement, ce qui est proche des valeurs disponibles dans la

littérature scientifique [145]. La MV de 71,5% (MS), est, elle, légèrement inférieure aux

caractérisations habituelles de ce déchet. Le gisement a un pH légèrement supérieur à 5.

L’impact du procédé d’ensilage pour la conservation de ce déchet et sur son profil physico-

chimique, sont détaillés dans la suite de l’étude.

La MS de 1,31% pour les BP de cette étude, a été obtenue au moyen d’un simple procédé de

décantation [389]. La valeur est donc assez éloignée des BP classiques de station d’épuration,

utilisant plusieurs procédés et de long temps de séjour pour obtenir des MS proche de 4%

[344]. Elles sont néanmoins plus concentrées que les eaux noires issues de toilettes aspirantes

et observées dans le cas de des éco quartiers de Lubeck et Bo01 (Tableau 19). Les BP étant

composées d’eaux usées non traitées, la MV y est élevée, à savoir 88,6% de la MS. Avec une

fraction en souffre de 0,28%, le gisement présente la deuxième concentration la plus élevée en

S. Le pH du milieu est de 6,3.

Les BA possèdent le rapport C/N, la DCO et la MS les plus faibles des gisements analysés.

Elles comportent également la plus importante concentration en S avec 1.04% mesurés.

Les Serviettes et Pailles ont un profil physico-chimique relativement proche avec une MS et

une MV supérieurs à 90% de la MS, indiquant une faible proportion de matière minérale

(MM). La fraction en C y est également supérieure à 40% pour une présence en azote faible

voir inférieure aux limites de quantification.

Afin de sélectionner les gisements de substrats pertinents pour notre étude, une première

sélection basée sur la fraction organique présente dans les déchets, a été menée. Il a donc été

sélectionné les Boues Primaires (BP) à la place des Boues Activées (BA). En effet les BP ne

sont pas dégradées biologiquement et possèdent une matière organique plus élevée que les

BA. A partir du pourcentage de MS du déchet brut et du pourcentage de MV en fonction de la

MS, il a été calculé la MV en fonction de la masse totale de déchet. On obtient ainsi,

respectivement, une MV de 1,16%(MT) pour les BP et 0,36%(MT) pour les BA. La quantité

de S des BA, cinq fois supérieure à celle des BP, est également un point significatif dans le

choix d’exclure ce gisement de l’étude. A cette étape, Déchets Alimentaires (DA), Déchets

Verts (DV), Serviettes et Pailles possédant également une fraction de MV importante, ont été

sélectionnés en plus des boues primaires (BP). Concernant le rapport C/N, DA, DV et BP

s’approchent le plus des valeurs théoriques conseillées pour la tenue d’un procédé de

141

méthanisation, soit entre 20 et 30. Simultanément Serviette et Paille possèdent un profil

atypique puisque la fraction d’azote y est très faible.

Par conséquent il a semblé pertinent de conserver BP, DA et DV comme substrats principaux

pour la tenue d’un procédé de méthanisation par mono-digestion ou co-digestion.

Serviette et Paille majoritairement composés de C, sont toutefois retenus dans cette étude à

titre de substrat secondaire, pouvant contribuer à ajuster le rapport C/N d’une réaction par un

apport modéré de matière sèche.

Limite de l’expérimentation :

- A des fins d’intégration du procédé à l’échelle urbaine, il est essentiel de maitriser les

flux des déchets et leurs stockages. Ainsi, le gisement de DA a été, ici, stabilisé par

séchage permettant la production d’une poudre facile à stocker et à employer. La

gestion du flux d’eaux usées, est réalisée par l’emploi de la décantation qui permet de

produire des boues et de réduire les volumes à traiter. Il est toutefois admis que ces

dernières sont utilisées juste après leurs collectes et prétraitement. L’ensilage des DV

permet de gérer la saisonnalité du gisement. Néanmoins, il n’assure pas sa stabilité

dans le temps. Par conséquent et afin d’étudier l’impact du procédé d’ensilage sur la

qualité du déchet, un suivi a été réalisé et est présenté en Figure 18.

- La mesure de la MV telle que déterminée dans cette première partie d’étude

correspond à une analyse macroscopique et ne permet pas de déterminer son

accessibilité par les enzymes microbiennes anaérobies. Afin d’approfondir cet aspect,

la recherche des fractions en cellulose, hémicellulose et lignine, composés admis

comme difficilement dégradables par les bactéries anaérobies, a été menée par ATG.

Afin d’accepter ou réfuter les résultats obtenus par ATG, les spectres calorifiques ont

également été réalisés en parallèle, au moyen d’une canne DSC et comparés aux

résultats attendus.

- La détermination de la DCO sur déchet solide est reconnue par de nombreux travaux

[154] comme moins robuste que sur substrat liquide, les valeurs présentées ici, sont

donc à considérer comme des ordres de grandeur.

142

ii) Analyse par Thermogravimétrie

Une ATG a été menée sur l’ensemble des substrats principaux et secondaires sélectionnés,

afin d’étudier plus en détail leurs biodégradabilités.

Le Tableau 24, présente les résultats obtenus pour les fractions en hémicellulose, cellulose et

lignine, trois composés considérés comme difficilement dégradables durant la méthanisation.

Tableau 24 : Fractions difficilement dégradables des déchets urbains

Hémicellulose

(%MS) Cellulose (%MS) Lignine (%MS)

BP 26,5 (±5,8) 26,9 (±8,6) 13,3 (±0,8)

DA 33,4 (±6,0) 19,1 (±1,4) 20,4 (±0,1)

DV 28,9 (±5,0) 16,5 (±3,3) 15,5 (±2,6)

Serviette 10,6 (±2,7) 58,2 (±5,5) 8,2 (±0,7)

Paille 31,7 (±6,7) 26,7 (±4,3) 9,7 (±1,1)

D’après ces résultats, on constate que l’hémicellulose, la cellulose et la lignine représentent

entre 61 et 77% de la MS des différents gisements urbains. Cela indique qu’une fraction non

négligeable de ces substrats, est, peu voire pas utilisable lors d’une valorisation par

méthanisation. Si l’on compare ces résultats à la bibliographie disponible, il apparait que des

résultats très divers sont observés. Ainsi pour les BP, la fraction de lignine va varier entre 8%

et 26% selon les articles [130,131]. Pour les DA, les travaux de synthèse de Fisgativa et al.,

présentent des valeurs pour ces trois composés, comprises entre 7 et 9 %, dont 9% (±5) pour

l’hémicellulose. A l’inverse les travaux de Komilis ou d’Eleazer sur les DA, présentent pour

l’hémicellulose des valeurs de, respectivement, 43 et 55% [119,390]. Il est par conséquent

difficile d’établir des données de comparaison. Afin de déterminer la pertinence des résultats

obtenus dans cette étude par ATG, une canne DSC (pour Differential Scanning Calorimetry) a

donc été employée. Cette dernière permet de mesurer la différence de température et de flux

thermique émis par le substrat lors du traitement par ATG. Ainsi il est possible d’identifier un

profil thermique propre aux composés dégradés en fonction de la température. Si un profil

différent apparait lors de l’ATG-DSC, à une température de dégradation donnée, cela indique

que le composé quantifié n’est pas celui visé ou que plusieurs composés sont dégradés pour

cette température. Le but étant de déterminer pour quel substrat, les valeurs obtenues par ATG

sont fiables et pour lequel, doivent-elles être ignorées.

Néanmoins, les observations réalisées, durant cette thèse, ne permettent pas totalement

d’écarter ou de valider les mesures d’ATG. En effet, dû à des contraintes de temps, il n’a pas

été possible de reproduire l’analyse un nombre de fois suffisant. De plus malgré la réalisation

de blancs, nous n’avons pas pu obtenir de répétition fiable de tous les profils thermiques

(Graphiques). Il apparait toutefois, d’une manière générale que :

- Le profil de l’hémicellulose pour les DA est différent du profil commun, obtenu pour

les Serviette, DV, BP et Paille.

- Le profil de la cellulose apparait comme similaire sur tous les substrats.

143

- Le profil de la lignine n’est pas répétable pour un même échantillon et est souvent

similaire pour tous les échantillons d’une même série d’analyse.

Limite de l’expérimentation :

Les faibles quantités pesées, pour ces analyses, de l’ordre d’une quinzaine de milligramme

peuvent entrainer une hétérogénéité des échantillons, notamment pour les DA, BP et DV,

préjudiciable à la fiabilité des résultats.

Les corrections réalisées à l’aide d’un blanc correspondent systématiquement à des

programmes de température similaire à ceux employés, cependant un blanc n’a pas été réalisé

avant chaque expérimentation et des écarts peuvent donc survenir en fonction de l’évolution

de l’état de l’appareillage entre deux analyses.

L’étalonnage de l’appareil d’ATG est réalisé sur des substrats bien différents que ceux

employés dans cette étude, ce qui peut engendrer des erreurs dans les résultats.

L’étalonnage du signal d’ATG a été fait sur une canne d’DSC similaire à celle étudiée mais

néanmoins il n’a pas été réalisé sur la canne même employée dans cette étude. Cela peut donc

engendrer des écarts de mesures.

iii) Ensilage des Déchets Verts

Afin de stabiliser le gisement de DV dans le temps et suite à la collecte saisonnière des DV

sur des espaces verts privés et publiques, l’ensilage a été choisi comme procédé de stockage.

Les échantillons 2 et 3 ont ainsi été placés dans des conteneurs en matière plastique fermés

hermétiquement et ouverts qu’en cas de prélèvement à des fins d’expérimentation. La Figure

18 présente les résultats obtenus lors des mesures de MV en fonction de la MT et de pH,

réalisés sur les DV ensilés. Il est à noter que pour obtenir cette fraction de MV en fonction de

la MT, la MS a également été déterminée.

144

Figure 18 Suivi des déchets verts lors de l’ensilage

Du jour 1 – 169 : période d’été

Du jour 176 – 252 : période d’automne

Du jour 287 – 342 : période d’hiver

Du jour 350 – 386 : période de printemps

0

2

4

6

8

10

0,0%

5,0%

10,0%

15,0%

20,0%

25,0%

30,0%

35,0%

1

11

21

37

63

91

10

3

10

5

12

6

13

4

14

0

14

6

15

2

15

9

16

2

16

9

17

6

18

1

18

2

18

7

19

4

21

2

21

7

22

3

23

0

23

3

24

5

25

2

27

9

28

4

28

7

28

9

29

4

29

9

32

3

33

1

34

1

34

2

35

0

35

6

35

8

36

6

37

0

37

2

37

9

38

6

pH

po

urc

enta

ge d

e M

V (

%M

T)

Temps en jours

Caractérisation des Déchets Verts après ensilage

MVEchant. 3

pHEchant. 3

MV Echant.2

145

Le suivi dans le temps du prétraitement par ensilage des DV a été mené sur 386 jours,

s’étendant de la collecte de deux échantillons au début du printemps 2017 jusqu’à la fin du

printemps de l’année suivante. Les collectes de DV étant généralement réalisées au printemps

et en été avec une période de carence durant l’automne et l’hiver, ce suivi couvre la période

maximale de stockage entre deux approvisionnements [391].

La Figure 18 permet de constater une bonne stabilité du profil physico-chimique du gisement

durant les 386 jours d’expérimentation. Il est en effet, constaté que les variations des valeurs

de MV(%MT) sont inférieures à 10%. Elles ne semblent, de plus, pas liées au nombre de

jours de conservation, en effet, les valeurs les plus faibles ne sont pas obtenues en fin d’étude.

Les variations constatées semblent toutefois se concentrer davantage sur la période d’hiver, ce

qui correspond à la période où le niveau de déchet dans le stockage était faible. Les valeurs de

pH, semblent également se concentrer sur cette période hiver-printemps et la fin des

expérimentations.

L’échantillon 3 présente des variations de MV tout au long du temps, plus marquées que

celles de l’échantillon 2. L’hypothèse avancée est une dégradation de la MV notamment par

des moisissures aérobies en surface du gisement. En effet, l’échantillon 3 correspond au stock

de DV employé comme substrat lors de cette étude. Ainsi, bien que les récipients employés

soient hermétiques, l’oxygène apporté suite aux fréquents prélèvements réalisés, peut s’être

accumulé dans l’espace de tête entre chaque expérimentation. En conséquence, un apport

d’une importante quantité d’oxygène a pu permettre le développement de micro-organismes

aérobies. Cette hypothèse est appuyée par des observations visuelles (champignon blanc de

surface) et par les variations de pH plus importantes au fur et à mesure de l’augmentation du

volume d’espace de tête disponible (consommation du gisement aux cours des

expérimentations). Ces micro-organismes aérobies auraient ainsi dégradé une fraction de la

MV disponible et provoqué les variations de pH observées tantôt acide par dégradation de la

MV, tantôt alcalin une fois les sous-composés dégradés et par minéralisation [121]. Les écart-

types plus importants pendant ces périodes de fluctuation du pH peuvent alors s’expliquer par

l’échantillonnage, composé partiellement de tontes exposées en surface et donc plus

dégradées que les fractions de tontes des couches inférieures.

L’échantillon 2, est lui resté dans un milieu moins sollicité, il présente moins de variations et

de dégradation de son profil physico-chimique, ce qui étaye notamment l’hypothèse évoquée

précédemment. L’absence de moisissure visible en surface de l’échantillon 3 est également un

élément important de cette réflexion.

Les caractéristiques présentées en Tableau 23 étant composé des caractérisations moyennées

des DV obtenues tout au long de cette étude, les valeurs sont donc soumises aux limites

d’échantillonnage évoquées précédemment ainsi qu’à l’évolution de l’ensilage dans le temps.

Cela peut notamment expliquer pourquoi les valeurs de MV sont légèrement inférieures à

celles de la littérature scientifique [392].

Dans une volonté d’intégrer la méthanisation à l’échelle urbaine, il semble pertinent

d’envisager un prétraitement simple d’emploi où le stockage y est hermétique. Dans le cas où

il ne serait pas possible de limiter l’introduction d’oxygène lors des prélèvements, le

développement de moisissure semble indissociable du procédé. Toutefois les 386 jours

d’expérimentations correspondant à ces résultats tendent à démontrer que l’impact de cette

prise d’air sur le gisement est acceptable. L’ensilage peut donc être considéré comme un

146

procédé de stockage efficace pour stabiliser les DV avant leurs emplois en méthanisation.

Cela appuie notamment les réflexions portées par les travaux de Hertel et son équipe en 2015

[321].

Limite de l’expérimentation :

Une étude par ATG aurait également été souhaitable sur la fraction dégradée et non dégradée

des DV ensilés. Cette dernière afin de déterminer si des composés difficilement dégradables

tels que la lignine, l’hémicellulose et la cellulose présentent des fractions moins importantes

après ensilage simple et ensilage suite à des aérations et des prises d’air répétées [393]. Des

champignons blancs ayant déjà été identifiés plusieurs fois dans la littérature pour leurs

capacités à dégrader la lignine [394,395]. Les résultats préliminaires entrepris dans ce sens sur

des DV à j1 et j+12 après ensilage, révèlent une baisse d’environ 2% et 1,5% de,

respectivement l’hémicellulose et la lignine contenues dans le déchet. Une analyse plus

approfondie serait toutefois nécessaire pour valider ces résultats, qui pourraient également

être expliqués par l’hétérogénéité intrinsèque au gisement [284].

b) Expérience préliminaire, conditions non renouvelées Flacon 500 ml

i) Mono-Digestion et Co-Digestion, à 37°C

Chacun des déchets définis comme substrats principaux lors des étapes de caractérisation a

été testé à 37°C, en condition de mono-digestion et de co-digestion dans des flacons de 500

mL. Le mélange (MIX) pour les essais de co-digestion est composé de déchets alimentaires,

de déchets verts (tontes) et de boues primaires dans un ratio MV, 1:1:1. La Figure 19,

présente la courbe de production en millilitre de méthane par gramme de MV ajoutée, en

fonction du temps. Sur la Figure 20, sont reportées, pour le mélange MIX 1, les valeurs des

fractions de gaz composant le biogaz produit. Le Tableau 25 indique les phases de

développement microbien, identifiés sur les courbes et la vitesse apparente relative à la phase

de croissance. Le Tableau 26 présente, quant à lui, les résultats obtenus lors de la

caractérisation du substrat avant réaction et du digestat après méthanisation. La MV

consommée est obtenue en faisant le bilan de masse de la MV(%MT) en entrée et en sortie de

réacteur.

147

Figure 19: Production de méthane à 37°C, en flacon de 500mL, Batch

Figure 20: Composition du biogaz produit à 37°C par MIX 1

0

50

100

150

200

250

300

350

400

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 41 42 43

Met

han

e p

rod

uct

ion

in

mL

of

CH

4 /

g V

M a

dd

.

Times of experiment in days

Methane production in mono-digestion and co-digestion

BP1

BP2

DA1

DA2

DV1

DV2

MIX1

MIX2

Blanc1

Blanc2

0

100

200

300

400

500

600

700

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

0 1 2 6 9 12 13 16 19 23 26 27 28 29 33 34 35 36 37 40 43

H2S

pro

po

rtio

n in

pp

m

Cu

mu

lati

ve f

ract

ion

Times of experiment in days

Biogas composition of MIX1

CO2

CH4

N2

O2

H2

H2S

148

Tableau 25: Vitesse apparentes obtenues en mono et co-digestion

n.ob. : non observée

Substrats Phase de latence Phase de croissance Phase de ralentissement Phase stationnaire

Période (j) Période (j) Vitesse apparente (ml

CH4/gMV add/j)

Période (j) Période (j)

BP1 0-28 28-43 54 n.ob. n.ob.

BP2 0-28 28-43 69 n.ob. n.ob.

DA1 0-28 28-43 66 n.ob. n.ob.

DA2 0-29 29-43 17 n.ob. n.ob.

DV1 0-6 6-13 52 13-19 19-43

DV2 0-6 6-16 42 16-43 n.ob.

MIX1 0-19 19-29 98 29-33 33-43

MIX2 0-23 23-29 84 29-34 34-43

149

Tableau 26: Caractérisations après expérimentation à 37°C

Substrats MV consommé

(%)

pH initial pH final

BP1 60 7,0 7,4

BP2 57 7,0 7,4

DA1 58 6,9 7,3

DA2 68 6,9 7,3

DV1 45 6,9 7,6

DV2 49 6,9 7,5

MIX1 58 7,0 7,5

MIX2 58 7,0 7,5

Blanc1 60 7,1 7,6

Blanc2 68 7,2 7,9

Analyse

D’après les courbes de production, présentées sur la Figure 19, on observe au cours de cet

essai, quatre phases distinctes dans les cinétiques biologiques.

Comme présenté dans le Tableau 25, la première période correspond à une phase de latence,

traduite par une faible production de gaz, voire l’absence totale de production, en début de

réaction. La Figure 20, nous permet de constater que ce gaz est caractérisé par une

concentration en méthane généralement inférieure à 45% et la présence de N2, dans des

concentrations pouvant atteindre les 49%. La présence d’H2S est également observée, avec

des valeurs pouvant atteindre jusqu’à 826 ppm. On observe que cette phase est

particulièrement longue pour les DA et les BP, à savoir entre 28 et 29j. Elle est légèrement

plus courte pour les MIX, soit entre 19 et 23j et non observée pour les DV.

La deuxième phase correspond à une production rapide de biogaz, caractérisée par une forte

fraction de méthane. Dans la majorité des cas le pourcentage de N2 est en dessous des 15%.

La présence d’H2S n’est que peu mesurée durant cette phase, avec exception toutefois pour les

DA où la valeur maximale mesurée est de 228 ppm. Grace à un plus grand nombre de

mesures de gaz, possible sur cette période, des vitesses apparentes ont pu être déterminées.

On constate ainsi que pour les BP la vitesse moyenne sur cette période est supérieure à 60 ml

CH4/g MVadd/j. Elle est légèrement inférieure à 50 ml CH4/g MVadd/j pour les DV et de

l’ordre 90 CH4/g MVadd/j pour les MIX. Pour les DA, même si les courbes de production

suivent une même tendance, il apparait que les vitesses déterminées sont, elles, différentes.

En fin de réaction, la production de biogaz se réduit pour finir par devenir nulle. La

concentration en méthane dans le biogaz, comme présentée en Figure 20, diminue légèrement

pour l’ensemble des substrats testés. Cela correspond aux phases de ralentissement puis aux

phases stationnaires présentées dans le Tableau 25. Elles sont observables après 13 à 16j pour

les DV, après 29j pour les MIX et après 35-37j pour les DA. On constate cependant qu’en fin

d’expérimentation, les BP, sont toujours en phase de croissance.

Le résultat de la réaction en batch, pour les BP est compris entre 184-192 ml CH4/ mg MVadd ;

entre 61-171 ml CH4/ mg MVadd pour les DA ; entre 153-168 ml CH4/ mg MVadd pour les

150

DV ; entre 230-364 ml CH4/ mg MVadd pour les MIX. Enfin les blancs présentent des résultats

de méthane endogène entre 4-114 ml/ mg MVadd.

Interprétation

On note une phase de latence, plus courte pour les MIX que les BP et les DA mais toutefois

plus longue que pour les DV, où elle n’est pas observée. Lors de la phase de croissance, la

vitesse de production du biogaz est également plus élevée pour les MIX que pour les autres

mono-digestions. Sur l’ensemble de l’expérimentation, les plus hautes productions de

méthane sont ainsi obtenues pour les deux mélanges en co-digestion, en comparaison aux

réactions de mono-digestion.

Suite à la caractérisation réalisée en fin de réaction et présentée en Tableau 26, on observe une

augmentation du pH de l’ensemble des milieux, au bout des 43 jours d’expérimentation. Une

diminution de la MV est également mesurée. Malgré des différences faibles, on peut toutefois

noter que les DA présentent un pourcentage de réduction de la MV plus important que les

autres déchets. A l’inverse la fraction de la MV des DV est moins dégradée durant la réaction

[396]. La fraction de MV dégradée dans les MIX est supérieure à la moyenne arithmétique

obtenue pour les autres substrats, en mono-digestion. Il est toutefois important de noter que

les calculs de fraction en MV consommées ne correspondent pas toujours avec les

observations visuelles disponibles en Figure 19. Ainsi Blanc 2, malgré une faible production

de biogaz et de méthane observé, présente toutefois une réduction de 68% de la MV. Une

situation similaire est observable pour DA2, dont la production en méthane est inférieure à

DA1 mais où la consommation de la MV y est supérieure. En absence de CO2 dans le biogaz

analysé lors de ces essais, il n’est pas possible d’étayer l’hypothèse d’une consommation de

matière organique par d’autres espèces microbiennes que celles produisant du méthane. Une

fuite du biogaz par un défaut dans les branchements reste toutefois possible.

Nos observations préliminaires laissent supposer des compétitions entre les différentes

espèces composant le consortium microbien tout au long de cette expérimentation. En

considérant les productions de gaz, les rapidités de croissances et les affinités métaboliques

observées, sont notamment mises en cause : i) des espèces consommant le substrat afin de

produire du N2, probablement par dénitrification ii) des espèces, BSR, produisant de l’H2S par

consommation des sulfates.

En effet, l’analyse étape par étape, des courbes de production de méthane de la Figure 19 et de

l’évolution de la composition du biogaz dans le temps, Figure 20, permet plusieurs

suppositions. Tout d’abord les cinétiques de croissance rapides des BSR, permettent

d’expliquer leurs développements et la production d’H2S lors de la première phase de la

réaction. L’acidification engendrée par la production d’H2S, semble également favorable à la

croissance des bactéries dénitrifiantes. La fraction de S étant faible dans les déchets choisis, le

substrat des BSR arrive rapidement à épuisement, ce qui semble empêcher naturellement une

dominance de cette espèce. On constate ainsi, un rapide pic de production d’H2S en début de

réaction, mais non stable dans le temps. Lors de cette production d’H2S on note également la

présence de N2 et de faible concentration de méthane. Cette phase de latence est d’autant plus

courte que la présence de N2 et d’H2S, dans le biogaz est faible. Cela nous laisse supposer une

inhibition partielle du milieu dû à une compétition entre les espèces. La phase de croissance

correspond alors à une acclimatation puis une dominance des archées méthanogènes traduite

par la production d’une importante fraction de méthane dans le biogaz, au détriment de l’H2S

151

et du N2. En fin de réaction, lors de la phase de ralentissement, l’ensemble des populations

microbiennes coexistent. Toutefois, compte de tenu du pourcentage élevé de méthane dans le

biogaz (en moyenne 65%), la compétition semble dominée par les archées dans les conditions

d’expérimentation fixées et avec un temps de séjour suffisamment long.

De par la quantité de méthane produite et la vitesse de cette production la co-digestion des

déchets identifiés dans cette étude est plus favorable que la mono-digestion. De plus, un

temps de séjour de 30j pour les conditions dynamiques semble être pertinent, En comparaison

à la littérature, Cabbai et al., en 2013 [368] ont obtenu pour des tests de BMP mêlant BP et

DA des résultats similaires à savoir des productions de méthane comprises entre 293 et 365

ml de CH4/ g MV. Sosnowski et al., en 2003 [124] pour des co-digestions de BP-BA et DA

ont obtenu entre 240 et 360 ml de CH4/ gMVsuspension .

ii) Co-Digestion avec ajout de substrats secondaires

Un second essai a, par la suite, été réalisé sur différents mélanges de substrat. Dans un

premier temps, l’objectif a été d’améliorer la stabilité et/ou la production de méthane, de la

co-digestion. Pour cela, il a été ajouté au MIX employé, une fraction des substrats dits

secondaires. Ces derniers présentent en effet, une importante fraction en C pour une

composition en azote très faible. Ils facilitent ainsi l’ajustement du rapport C/N vers des

valeurs plus élevées. L’optimum étant d’après la littérature situé, entre 20 et 30 [1]. Le

Tableau 27 présente les C/N mesurés pour chaque substrat de cette étude. Dans un second

temps il a également été entrepris une co-digestion en absence de DV, afin de vérifier sa

stabilité et ses performances. L’emploi d’un MIX en absence de DV a été réalisé dans le cas

où ce gisement s’avérerait, à l’échelle urbaine, limité, non présent, ou déjà traité autrement

que par méthanisation.

Tableau 27: Valeurs de C/N mesurées pour chaque substrat testé

Mélanges C/N

MIX 16

MixServ. 20

MixPail. 20

SansDV 14

152

Figure 21: Production de méthane à 37°C par ajout de substrats secondaires, en flacon de

500mL, Batch

Figure 22: Composition du biogaz produit à 37°C par MIX1 et MixServ.1

0

50

100

150

200

250

300

0 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37 39 41 43 45 47

Met

han

e p

rod

uct

ion

in

mL

of

CH

4 /

VM

ad

d.

Times of experiment in days

Methane production in co-digestion

MIX1

MIX2

MixSERV1

MixSERV2

MixPAIL1

MixPAIL2

SANSDV1

SANSDV2

Blanc1

Blanc2

0

50

100

150

200

250

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 4 7 10 12 14 17 31 48

H2S

pro

po

rtio

n in

pp

m

Cu

mu

lati

ve f

ract

ion

(%

)

Times of experiment in days

Biogas Composition of MIX1

CO2

CH4

N2

O2

H2

H2S

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

1

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 4 7 10 12 14 17 31 48

H2S

pro

po

rtio

n in

pp

m

Cu

mu

lati

ve f

ract

ion

(%

)

Times of experiment in days

Biogas Composition of MixServ1

CO2

CH4

N2

O2

H2

H2S

153

Tableau 28: Vitesse apparentes obtenues en mono et co-digestion

n.ob. : non observée

Mélanges Phase de latence Phase de croissance Phase de

ralentissement

Phase stationnaire

Période (j) Période (j) Vitesse apparente (ml

CH4/gMV add/j)

Période (j) Période (j)

MIX1 n.ob. 0-10 19 10-17 17-48

MIX2 n.ob. n.ob. n.ob. n.ob. n.ob.

MixServ.1 n.ob. n.ob. n.ob. n.ob. n.ob.

MixServ.2 n.ob 0-14 20 14-31 31-48

MixPail.1 n.ob 0-10 21 10-17 17-48

MixPail.2 n.ob 0-17 6,8 n.ob. 17-48

SansDV1 n.ob 0-12 12 n.ob. 12-48

SansDV2 0-7 7-12 23 12-31 31-48

154

Tableau 29: Caractérisations après expérimentation par ajout de substrats secondaires, à

37°C

Mélanges MV consommée

(%)

pH initial pH final

MIX1 68 7,3 7,6

MIX2 42 7,4 7,8

MixServ.1 74 7,4 8,0

MixServ.2 64 7,4 7,2

MixPail.1 74 7,3 7,5

MixPail.2 72 7,4 7,3

SansDV1 73 7,3 7,6

SansDV2 82 7,4 7,3

Blanc1 56 7,5 7,7

Blanc2 52 7,6 7,3

La Figure 21, permet de suivre la production de méthane en ml/g de MV ajoutée en fonction

du temps. Contrairement à l’expérimentation précédente, due à des contraintes techniques, les

prises de mesure n’ont pas été possibles pendant les premiers jours de l’essais. On constate

ainsi que seule les phases de croissances, ralentissement et de plateau sont observables. Le

Tableau 28 indique également que les phases de croissances de l’ensemble des mélanges

testés semblent ralentir après 10 à 17j. Les vitesses apparentes observées pour les différents

mélanges sont également proches de 20 ml CH4/g MV/j, excepté pour MixPail.2. Ces valeurs

sont toutefois bien en deçà de celle obtenues lors de la première expérimentation. Les essais

s’achèvent avec l’obtention de phases stationnaires de fin de réaction. Au bout des 48 jours,

MIX1 a produit 210 ml de CH4/g de MV ajoutée ; MixServ2 a produit 264 ml de CH4/ g de

MV ajoutée ; le résultat pour MixPail1 et 2 est compris entre 152 et 225 ml de CH4/ g de MV

ajoutée ; il est compris entre 156 et 227 ml de CH4/ g de MV ajoutée pour SansDV1 et

SansDV2. Les résultats sont toutefois peu répétables pour un même substrat.

La Figure 22 présente deux profils de la composition du biogaz obtenus pendant le temps de

l’expérimentation. Ces deux profils sont caractéristiques de ceux générés par les autres

substrats pour les 48 jours d’expérimentation. Il est constaté que, comme lors des premiers

essais, le biogaz produit pendant les 4 à 5 premiers jours présente des proportions plus

importantes en CO2, N2 et H2S que pour la suite de l’expérimentation. Il est ainsi mesuré des

pics en H2S jusqu’à 1813 ppm et une fraction en N2 jusqu’à 50% pour SansDV2 (jusqu’à 85%

pour Blanc2). Suite aux 5 premiers jours, il se produit une chute rapide des fractions en H2S et

N2 et une augmentation de la fraction en CH4, jusqu’à 70%. Tout comme l’essai précédent, à

l’obtention de la phase de plateau, la proportion de méthane chute légèrement et le biogaz est

composé d’un mélange majoritaire de CH4 avec présence de CO2, N2. H2S se retrouve peu ou

pas mesuré, suite au 5ème jour, seule exception en Blanc 2 où la valeur lue dans le biogaz reste

relativement élevée tout comme sa fraction en N2.

Les longues périodes de latence, d’une dizaine de jour, visibles en Figure 19, ne sont, ici pas

observées. Il est toutefois constaté un arrêt de la production de biogaz pour MixServ1 et

MIX2 au bout de 5 jours. Il est intéressant de noter que les courbes de gaz produites par

Blanc1, MixServ1 et MIX2 présentent des profils similaires. A savoir, la production d’une

quantité de biogaz dans les 5 premiers jours de réaction, faible en CH4, dépourvus d’H2S et

155

riche en N2. L’analyse du gaz de tête au bout de 48 jours de réaction permet également de

constater, pour ces mêmes flacons, une fraction en N2 atteignant jusqu’à 85%, ainsi que la

présence d’O2 à hauteur de 8 à 11%.

Le Tableau 29, permet d’observer que le pH final est plus faible pour l’ensemble des

expériences ayant produit du méthane de façon régulière. Il est alors compris entre 7,2 et 7,6.

A l’inverse MixServ1, MIX2 et Blanc1, présentent des pH, légèrement plus alcalin, à savoir

entre 7,7 et 8,0.

La MV consommée durant la réaction varie, elle, en fonction des substrats. Ainsi pour les

Blancs, entre 51 et 56% de la MV a été consommée. Pour les MixServ. entre 64 et 74% de la

MV a été dégradée. On note toutefois que les résultats pour MixServ.1 ne coïncident pas avec

les observations de production de biogaz. La même incohérence est observée pour MIX2,

présentant des valeurs de 42% de MV consommée. Pour MIX1, la consommation de la MV

est mesurée à 68%. Pour les MixPail, la part de MV consommée est de plus de 70%. Les

mélanges SansDV présentent les plus importants ratios de consommation de MV à savoir,

entre 73 et 82%.

Interprétation

L’absence de longues phases de latence observables, soutient l’hypothèse formulée, de forte

compétition dans le consortium microbien pouvant entrainer des inhibitions partielles voire

totales du milieu. L’arrêt soudain de deux essais, dont un MIX, avec des concentrations en N2

dans le gaz produit, élevées, appuie également cette hypothèse. Elle démontre de plus que les

conditions fixées, pour un milieu non renouvelé, ne garantissent pas une dominance des

méthanogènes dans le temps. Les milieux « inhibés » présentent également un pH plus alcalin

que les autres essais, pouvant expliquer l’irréversibilité des inhibitions. Cet élément n’a

cependant pas été mis en évidence lors des cas d’inhibition partielle, observés dans le premier

essai. La présence d’O2 peut également indiquer une possible, prise d’air du procédé, ayant

engendré ou favorisé une inhibition du milieu. Lors des premiers essais, la présence d’O2 a

également été occasionnellement remarquée. Il est, enfin, constaté une corrélation entre les

fortes concentrations en H2S et N2, les deux étant généralement présentes de façon simultanée,

dans les flacons « inhibés ».

Les résultats obtenus quant à la production de méthane pour les différents substrats, sont

proches et n’ont de plus, pas pu être entièrement répétés. Ainsi l’ajout de substrats

secondaires ne permet pas pour l’heure, de constater une augmentation significative de la

production de méthane, ni même une augmentation de la stabilité de la réaction. On note

également que cette seconde analyse préliminaire n’as pas permis d’obtenir des niveaux de

production de méthane similaires à ceux précédemment observés et ce, même pour le MIX.

Limites de l’expérimentation:

- L’inoculum utilisé durant ces expériences préliminaires, est issu du réacteur lui-même

employé lors de cette étude. La nature physique, chimique et microbiologique de

l’inoculum a donc varié au court du temps.

156

- Une faible quantité d’eau peut remonter par les tuyaux, des éprouvettes, jusqu’aux

flacons d’essais. Elle peut induire des variations de pH du milieu mesuré en fin

d’expérimentation, ainsi que des biais sur les mesures et les calculs de MS et MV

consommées.

- Le passage du biogaz à travers l’eau présente dans les éprouvettes provoque également

une solubilisation du CO2. Ces échanges peuvent induire, en fonction de la

température ambiante, une diminution du biogaz mesuré dans les éprouvettes. Pour

pallier cet effet, la littérature recommande généralement d’acidifier l’eau du bassin

[296,397].

- Le dispositif utilisé pour réaliser ces expérimentations préliminaires ne permet pas

d’étudier des paramètres de suivi de la réaction tel que le pH ou l’évolution des AGV

en cours de réaction. Par conséquent, seules des hypothèses peuvent être formulées

quant aux métabolismes opérants dans les milieux.

- L’absence de milieu nutritif lors de ces expérimentations, limite la répétabilité des

essais. Ainsi plusieurs flacons ont conduit à une inhibition partielle voire totale des

réactions de méthanisation. Toutefois en tant qu’expérimentation préliminaire à la

conduite du réacteur, ces résultats permettent d’anticiper des risques d’inhibition ou de

contreperformance à l’échelle du réacteur. Ainsi, on identifie ici, le développement

compétitif de bactérie productrice d’H2S et de bactérie productrice de N2.

c) Expérimentation sur réacteur

Suite aux expérimentations à échelle paillasse, l’emploi d’un MIX a été validé pour un

changement d’échelle dans un réacteur de 30L. Pour cela il a été expérimenté deux charges

organiques différentes.

i) Co-Digestion, semi-continue, à 37°C, charge organique faible.

Cette première expérimentation à échelle laboratoire a été menée avec une alimentation semi-

continue, sur le mix de déchets, issu des résultats obtenus à échelle paillasse (500mL). La

charge organique appliquée au système a été de 0,5 kg MV/m3/j, avec des rythmes

d’alimentation de 6L/semaine sur 5 semaines. La température du réacteur a été maintenue à

37°C ainsi qu’une agitation de 4h toutes les 12h avec une vitesse de 9tours/min. Trois cycles

consécutifs, ont ainsi été réalisés avec un TRH de 30 jours

La première expérimentation à échelle laboratoire fut donc réalisée à charge dite « faible ».

Les Figure 23 et Figure 24 présentent les résultats obtenus ainsi que les conditions opératoires

fixées.

Les Tableau 30 et Tableau 31 résument quant à eux, les analyses physico-chimiques menées

sur le MIX en entrée de réacteur et sur le digestat en fin de réaction, ainsi que les bilans de

masse et les rendements qui en résultent.

157

Figure 23: Production de biogaz en fonction du temps, Co-digestion à faible charge organique, Temps de séjour de 30 jours

Figure 24: Composition du biogaz produit par Co-digestion à faible charge organique, Temps de séjour de 30 jours

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

0,0

5,0

10,0

15,0

20,0

25,0

0 3 4 5 6 1011121314171819202124262728293031323334 0 3 4 5 6 7 1011121417181924252627283031323334383941 0 3 4 5 6 7 1011121314171819202124252627282930323334

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VM

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Dai

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s

Time of experiment in days

Co-digestion, Mix of wastes, 30 L Reactor, Organique Load = 0.5 kg VM/m3/d HRT= 30d

methane

biogas

1st Cycle

Waiting period

2sd Cycle 3rd Cycle

Waiting period

Waiting period

0

50

100

150

200

250

300

350

400

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 4 6 11 13 17 19 21 26 28 30* 32 34 3 5 7 11 17 19 25 27 30* 32 34 0 4 6 10 12 14 18 20 24 26 28 30* 32 34

Frac

tio

n H

2S

par

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illio

n

Po

urc

enta

ge o

f to

tal b

ioga

s

Time of experiment in days

Biogas Composition

CH4 (%)

CO2 (%)

H2S (ppm)

1st Cycle 2sd Cycle 3rd Cycle

* estimated values

158

Tableau 30 : Caractérisation du MIX et des digestats

*basé sur des calculs ; (écart-type de la moyenne)

- : non déterminée

Tableau 31: Caractérisation des Cycles d’alimentation

Analyse cycle 1

Le premier cycle de l’expérimentation a permis, d’après le Tableau 31, de produire en

moyenne 224 mL CH4/g MV ajoutée dont la fraction de méthane moyenne représentait 39%

du biogaz produit. A partir du Tableau 30, il apparait également que, 39% du C ajouté a été

consommé afin de produire du méthane et du dioxyde de carbone. À partir des Figure 23 et

Figure 24, on constate, de plus que, lors de ce premier cycle de digestion, de fortes baisses de

la fraction de CH4 dans le biogaz, descendant jusqu’à 17%. Ces baisses sont consécutives aux

périodes d’alimentations, ce phénomène diminue en fin de premier cycle. Les pics de

production sont atteints dans les 2 à 3 jours suivants les alimentations du réacteur. Les plus

hautes concentrations en méthane sont obtenues au bout des 6 jours de digestion. La première

période de carence indique une chute rapide de la production de biogaz quotidien, une fois

passée le TRH de 30j. En effet, on constate alors une diminution de 4,3 L de biogaz/j à 1,6 L

de biogaz/j.

Il est important de noter que lors de ce premier cycle d’expérimentation, le renouvellement

du milieu s’est fait par un point d’accès situé sur le haut de la cuve. De plus le soutirage du

digestat était réalisé par ce même point en hauteur, au moyen d’une pompe péristaltique.

Cependant lors de la caractérisation du digestat, il a été constaté que cette méthode n’a pas

permis de soutirer un digestat représentatif de l’ensemble du réacteur. L’ouverture répétée et

prolongée du point d’accès a également provoqué une introduction d’air et donc d’oxygène

MIX MS (%MT) MV (%MS) C (%MS) H (%MS) N (%MS) S (%MS)

Cycle 1, 2 et 3 1,91 (0,11)* 79,4 (4,3)* 41,8 (0,3)* 5,84 (0,06)* 2,52 (0,04)* 0,14

(0,01)*

Digestats MS (%MT) MV (%MS) C (%MS) H (%MS) N (%MS) S (%MS)

Cycle 3 0,64 (0,27) 57,0 (5,7) 27,7 (3,2) 3,85 (0,40) 3,14 (0,37) Non-

quantifiable

MV consommée

(%)

C consommé

(%)

H consommé

(%)

N consommé

(%)

C consommé pour la

production de CH4 et de

CO2 (%)

Cycle 1 - - - - 39

Cycle 2 - - - - 53

Cycle 3 75 (13) 77 (12) 77 (12) 57 (24) 48

Production

moyenne CH4

(ml/g MV)

CH4 (%biogaz) pH initial pH final

Cycle 1 224 (59) 39 (9) 7.2 7,2

Cycle 2 328 (33) 53 (2) 7.2 6,9

Cycle 3 294 (26) 51 (2) 6.9 6,8

159

dans l’espace de tête durant les trois premières alimentations. Suite à cela, le point de

soutirage du digestat a donc été modifié, réduisant le temps de contact avec à l’air. Il est

également à noter que les analyses par µGC du biogaz produit, ont permis de conclure que la

fraction non détectée par l’analyseur de gaz, utilisé en routine, correspondait majoritairement

à du N2.

Analyse cycle 2

Le second cycle de l’expérimentation a produit en moyenne 328 mL CH4/g MV ajoutée, en 30

jours. Il est mesuré que 53% du C ajouté, a été consommé pour produire du CH4 et du CO2.

On observe de plus, un pic de production sur les deux dernières semaines d’expérimentation.

Le biogaz total est alors, composé de 50-57% de méthane. Lors de la seconde période de

carence on observe là encore une chute rapide de la production de biogaz quotidienne passant

de 3,6 L/j à 0,8 L/j.

Lors de ce second cycle, le renouvellement du milieu a donc été réalisé par le bas de la cuve,

permettant ainsi de réduire l’introduction d’oxygène dans le réacteur. Néanmoins, celui-ci

étant partiellement bouché, les quantités et les qualités de digestat mesurées ne sont pas en

adéquation avec les quantités et les qualités réelles d’expérience. Les conditions sont revenues

à la normale à la fin de la seconde période de carence.

Analyse cycle 3

Le dernier cycle de cette expérimentation a produit une moyenne de 294 mL CH4/g MV

ajoutée soit en moyenne 51% du biogaz total produit. 75 % de la MV apportée au réacteur a

été dégradée dont 48 % du C la composant, l’a été pour la production de CH4 et CO2. Au total

77% du C apporté a été éliminé. Le troisième cycle permet de constater que 77 % de la masse

initiale en hydrogène apportée au réacteur a également été transformée. Quant à l’azote C’est

près de 60% de la masse mesurée initialement, qui a été consommée. Il est cependant observé,

lors de cette dernière expérimentation, une augmentation de la production d’H2S de 83 ppm

en moyenne sur l’ensemble des expérimentations précédentes, à 194 ppm lors de celle-ci

(Figure 24).

Interprétation

On observe en début de premier cycle que l’introduction d’air engendrée par le système

employé, est responsable d’une inhibition partielle de la méthanisation. En effet suite aux

alimentations, la concentration en N2 croissante et la chute de la fraction de CH4, permet de

supposer le développement compétitif d’une espèce microbienne différente des

méthanogènes. Il est aussi constaté que ces périodes correspondent à une chute de la

production d’H2S, probablement consécutive à l’inhibition des populations de BSR, bactéries

anaérobies strictes. Une fois le mode de prélèvement changé, les conditions opératoires

permettent une augmentation de la fraction en CH4 dans le biogaz produit. Il est alors émis

l’hypothèse de l’obtention d’une dominance des archée méthanogènes dans le consortium

microbien. Chaque période d’alimentation du réacteur permet d’identifier l’apparition d’un

pic de production en biogaz. Lors des pics, la phase de croissance, présente 1-2 jours après

l’alimentation, possède une composition en biogaz plus riche en CO2 et N2 que le biogaz

160

produit pendant les périodes de ralentissement (entre 3-6 jours). Cela démontre une

compétition constante et persistante dans le réacteur entre les diverses familles microbiennes

du consortium. L’augmentation des fractions en CH4 suite aux 2 premiers jours après

l’alimentation, permet toutefois de valider les conditions opératoires fixées pour le bon

développement des populations méthanogènes. L’identification de la présence de CH4, de

l’H2S et de N2 en fraction principale dans le biogaz permet de considérer trois catégories

bactéries dans le consortium microbien. Ces observations corroborent celles faites lors des

analyses préliminaires menées en flacon de 500mL.

Les deuxième et troisième cycles permettent d’obtenir une stabilité dans la production de

méthane avec des résultats entre 294 et 328 mL CH4 par g MV ajoutée. La consommation du

C afin de produire du CO2 et du CH4 y est, de plus, proche de 50%, ce qui est généralement

admis comme standard pour un procédé de méthanisation stable [296]. Les volumes de

méthane produit sont également comparables à ceux obtenus avec un MIX similaire, lors des

analyses préliminaires. Les performances en termes de production de biogaz obtenus lors du

deuxième cycle sont toutefois à nuancer. En effet ces dernières sont dues à une fraction moins

importante de digestat extrait de façon hebdomadaire engendrant donc une augmentation du

temps réel de digestion.

Le cycle trois, montre une augmentation de la production d’H2S et donc le développement de

la population de BSR, malgré des concentrations en S en entrée de réacteur, relativement

faibles (<0.15% MS). Il est observé que cette augmentation de la concentration en H2S,

impacte majoritairement les méthanogènes, les fractions en N2 restant stables, voire

augmentant légèrement durant ces phases de production d’H2S. Cette augmentation de la

fraction apparente de N2 peut être due à la chute de la fraction de méthane. Il a toutefois déjà

été démontré dans la littérature, des interactions entre les populations dénitrifiantes et les

BSR, notamment par les interactions nitrate/sulfure et nitrite/sulfate [398]. De faibles

concentrations en S, ont également déjà été mises en évidence pour favoriser la formation de

N2, quand de plus importantes concentrations favoriseraient la formation de NO et N2O [399].

Cela indique une source d’inhibition possible de la méthanisation, pour ce substrat avec les

conditions opératoires fixées, qu’il est nécessaire de surveiller. Au vu de ces résultats, aucune

hypothèse n’est cependant avancée quant aux raisons ayant permis l’augmentation de la

production d’H2S, jusque-là stable. Aucune hypothèse n’explique également la potentielle

présence de nitrate dans le substrat qui n’a, de plus, pas été détectée en quantités significatives

dans les BP ou les échantillons de MIX testés.

Les contraintes techniques rencontrées durant le premier et second cycle d’alimentation n’ont

pas permis de réaliser un suivi des pourcentages de C, H, N et S consommés. Il est toutefois

possible de déduire que lors du troisième cycle, plus de 75 % de la MV a été consommée.

Lors de ce dernier cycle, les pourcentages de conversion du carbone, de l’hydrogène et de

l’azote ont également pu être déterminés. Ces informations permettent notamment de relier la

formation de CH4 et CO2 présents dans le biogaz, au C consommé. Concernant la mesure de

l’azote il est toutefois à noter que lors de l’analyse élémentaire la quantification ne prend pas

en compte la fraction de NH4+ potentiellement produite après minéralisation de l’azote

organique.

Durant les périodes de carences, on observe des concentrations en méthane plus élevées que

durant les cycles d’alimentation, mais de faibles productions de biogaz. L’augmentation

161

partielle du temps de digestion des déchets semble donc favorable au développement de

population méthanogène et ainsi permettre de stabiliser des concentrations en méthane élevée.

Cependant une légère augmentation de la production d’H2S est constatée durant les deux

premières phases de carence. Cette dernière n’a toutefois pas été observée lors de la troisième

phase de carence où le phénomène inverse, à savoir une chute de la fraction d’H2S, a été

mesurée. L’hypothèse est qu’en absence de renouvellement du substrat, la quantité de S dans

le milieu soit rapidement épuisée.

Sur l’ensemble de l’expérience les valeurs de pH mesurées sont relativement stables malgré

des évolutions dans la composition du biogaz et donc des variations dans les réactions

biologiques se déroulant dans le milieu. Contrairement aux analyses préliminaires, le pH du

réacteur tend à s’acidifier au cours du temps là où les flacons de 500ml présentaient des pH

plus alcalins en fin de réaction. Cela peut être dû à la concentration en H2S, ponctuelle lors

des analyses préliminaires mais constante dans le volume de tête du réacteur et entrainant la

formation d’un acide faible par échange aux interfaces liquide/air.

ii) Co-Digestion, semi-continue, à 37°C, charge organique moyenne.

La seconde expérimentation a été réalisée à la suite de la précédente, après une période de

carence. Le même réacteur a été employé sans renouvellement du milieu. L’alimentation en

MIX a également été faite en semi-continu. La température du réacteur a été maintenue à

37°C ainsi qu’une agitation de 4h toutes les 12h avec une vitesse de 9tours/min. Cette seconde

expérimentation a été menée à charge dite « moyenne ». Pour cela les conditions opératoires

ont été fixées un TRH de 30-35 jours, une charge organique entre 1 et 1,3 kg MV/m3/j et des

rythmes d’alimentation de 6L tous les 6-7 jours. Les Figure 25 et Figure 26 présentent les

résultats obtenus ainsi que les conditions opératoires fixées. Les Tableau 32 et Tableau 33

résument quant à eux, les analyses physico-chimiques menées sur le MIX en entrée de

réacteur et sur le digestat en fin de réaction, ainsi que les bilans de masse et les rendements

qui en résultent.

162

Figure 25: Production de biogaz en fonction du temps, Co-digestion à charge organique moyenne, Temps de séjour variable

Figure 26: Composition du biogaz produit par Co-digestion à charge organique moyenne, Temps de séjour compris entre 30 et 35j

0

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Temps en jours

Pro

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ne

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tres

Co-digestion, Charge Organique : 1-1,3 kg MV/m3/j, 30 l Réacteur

méthane

biogaz

13j10j

8j 6j

20j*

6j 6j6j

7j

7j

6j 6j

Périodede

carence

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Po

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ioga

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Temps en jours

Composition du biogaz

CH4 (%)

CO2 (%)

H2S (ppm)* valeurs estimées

163

Tableau 32 : Caractérisation du MIX et des digestats

*basé sur des calculs ; (écart-type de la moyenne)

Tableau 33: Caractérisation des Cycles d’alimentation

Afin d’interpréter au mieux les résultats obtenus, trois périodes de temps ont été définies. La

première période en rouge, correspond à une inhibition partielle du milieu lors du changement

de condition opératoire. La seconde, en bleu décriT la période nécessaire à la stabilisation de

la réaction de méthanisation dans le réacteur. Enfin, la troisième en vert est la période pour

laquelle la réaction a été réalisée aux conditions expérimentales initialement fixées.

Analyse période 1

Lors de cette première période, on constate, que le changement de charge organique entraine,

une baisse rapide du pH passant 6,8 à 5,5 en seulement 12 jours (Tableau 33). Cette chute

s’accompagne d’une hausse de la production d’H2S, de CO2 et de N2 ainsi que d’une

diminution de la concentration de méthane dans le biogaz à 44% en moyenne (Figure 26). Sur

ces 12 jours la production de méthane n’atteint que 94 ml CH4/g MV ajoutée. On constate,

également, que durant cette période le pourcentage de C total consommée est de 94%, 93%

pour l’hydrogène et 88% pour l’azote (Tableau 33). Le pourcentage de C transformé en CH4

et CO2 n’est toutefois que de 18%. Après une augmentation brusque de l’H2S, sa production

chute rapidement.

Digestat MS (%MT) MV (%MS) C (%MS) H (%MS) N (%MS) S (%MS)

Période 1 0,37 (0,01) 57,0 (2,1) 29,7 (1,0) 4,45 (0,29) 3,51 (0,60) Non-

quantifiable Période 2 1,04 (0,49) 59,7 (3,4) 31,9 (2,7) 4,52 (0,43) 3,40 (0,65)

Période 3 0,88 (0,54) 63,0 (3,2) 32,2 (5,7) 4,64 (0,67) 3,86 (0,23)

MIX MS (%MT) MV (%MS) C (%MS) H (%MS) N (%MS) S (%MS)

Période 1, 2 et

3 4,3 (0,4)* 79 (2,0)* 41,7 (0,2)* 5,82 (0,04)* 2,50 (0,03)*

0,14

(0,01)*

MV consommée

(%)

C consommé

(%)

H consommé

(%)

N consommé

(%)

C consommé pour la

production de CH4 et

de CO2 (%)

Période 1 94 (1) 94 (1) 93 (1) 88 (1) 18

Période 2 83 (7) 82 (8) 82 (9) 70 (11) 57

Période 3 83 (11) 82 (15) 82 (14) 69 (17) 51

Production

moyenne CH4

(mL/gr MV)

CH4 (%biogaz) pH initial pH final

Période 1 94 (21) 44 (6) 6,8 5,5

Période 2 353 (115) 49 (8) 5,8 7,0

Période 3 321 (39) 52 (3) 7,0 7,0

164

Face à la détérioration rapide de la concentration en méthane dans le milieu ainsi qu’à la

baisse du pH, la période 1 a rapidement été stoppée.

Afin de stabiliser le réacteur, il a été décidé d’ajouter avant la première alimentation, un

apport en soude afin de corriger le pH (5.5 à 5.8). Le temps entre deux alimentations a

également été augmenté tout d’abord à 20 jours puis baissé progressivement à 13 j, 10 j et

enfin 8 j. La période 2 correspond ainsi aux 5L jours qui ont été nécessaires pour obtenir une

méthanisation jugée satisfaisante et ainsi revenir aux paramètres initiaux de l’étude.

Analyse période 2

La seconde période de l’expérimentation correspond à une phase où les conditions opératoires

ont dû être modifiées. La charge organique, la température et la composition du MIX n’ont

pas été changés. Toutefois, le temps entre chaque alimentation a évolué plusieurs fois en

fonction des résultats obtenus. Cette période d’une durée de 51 jours est composée de 4

alimentations de 6L, et a permis de produire en moyenne 353 ml CH4/g MV ajoutée. Lors de

la première alimentation il a tout d’abord été observé une poursuite de la tendance précédente

à savoir, une baisse de la concentration en CH4 dans le biogaz en faveur des fractions de CO2

et N2. Par la suite, il est observé la formation progressive des pics de production en biogaz

consécutif aux phases d’alimentation ainsi que l’augmentation de la fraction de CH4. En

moyenne, sur la seconde période, la fraction de méthane contenue dans le biogaz a été de

49%. 82% du C total ajouté, a été dégradé, également 82% de l’hydrogène a été dégradé et

70% l’a été pour l’azote. Sur la part de C consommé, 57% a permis de produire du CH4 et du

CO2.

Analyse période 3

La dernière période composant cette expérimentation a débuté avec l’obtention d’une réaction

de méthanisation jugée stable. 4 alimentations de 6L ont été réalisées chacune espacée de 6

jours, suivies de 4 autreS alimentations de 6L, cette fois espacées de 7 jours. Durant cette

période une fraction moyenne de méthane dans le biogaz de 52% et une production de 321

mL CH4/g MV ajouté ont été obtenues. Les pics de production de biogaz mesurés lors de la

première expérimentation, sont visibles après chaque alimentation. De façon similaire les plus

fortes concentrations en méthane sont obtenues 4 à 5 jours après l’apport de substrat. Sur

l’ensemble de la période 82% du C total a été éliminé dont 51 % qui ont été employés pour la

production de CH4 et CO2. Les fractions de N2 et d’H2S obtenuEs en fin de période 2 se sont

toutefois maintenues au cours de cette troisième période. La phase de carence imposée au

réacteur se traduit là encore par une chute rapide de la courbe de production de biogaz.

165

Comparaison avec la littérature

Tableau 34: Valeurs de mixes urbains

Co-digestion

(% basé sur la MV)

Conditions Production

moyenne en CH4

(mL/g MVajoutée)

MV

consommée

(%)

Référence

Eau noire : 1L

Déchet alimentaire : 40g (< 5%) TRH : 20j Environ 570 65 [80]

Eau usée: 90%

Déchet alimentaire : 10%

BMP sans

milieu

nutritionnel

293 (±12) 30 [368]

Eau usée : 50%

Déchet alimentaire : 50%

BMP sans

milieu

nutritionnel

365 (±30) 40 [368]

Boue primaire : 50%

Déchet de fruit et légume : 50%

TRH: 20j

CO: 1,7 kg

MV/m3/j

386 - [344]

Boue primaire : 33%

Déchet alimentaire : 33%

Déchet vert : 33%

TRH: 30-35j

CO: 1-1,3 kg

MV/m3/j

321 (±39) 83 Cette étude

Interprétation

La première période d’expérimentation est très clairement marquée par une inhibition partielle

du milieu, sous la contrainte du changement de la charge organique appliquée. On parle alors

de surcharge organique du milieu ou « overloading », causé dans le cas présent par une

augmentation trop brusque de la matière organique apportée au milieu [123]. Tout comme

lors des expérimentations précédentes, il a été constaté que la phase d’inhibition de la

méthanisation s’accompagne d’une augmentation des fractions apparentes en CO2, N2 et H2S

dans le biogaz (en partie due à la baisse de la fraction de CH4). Ces observations tendent à

démontrer la présence d’une compétition entre les archées méthanogènes et deux autres

populations microbiennes productrices respectivement d’H2S et de N2. En seulement 12 jours

la dégradation de la matière, durant cette première période, dépasse les 90%, ce qui écarte une

inhibition totale du réacteur. Cette rapide dégradation du mix de déchets est toutefois, la cause

probable de la chute brutale du pH. Cela suggère également que ces bactéries inhibitrices

possèdent une capacité de développement bien supérieure aux populations méthanogènes et

une meilleure résistance aux variations de pH. La décroissance rapide de la courbe de

production de l’H2S, appuie également l’hypothèse émise précédemment concernant

l’épuisement du substrat, due aux faibles quantités en S apportées par le MIX (Tableau 32).

166

L’augmentation du nombre de jours entre chaque alimentation, ainsi que l’ajout de pastilles

de soude pour corriger le pH, ont permis d’empêcher l’établissement d’une inhibition durable

de la méthanisation. Cela s’observe notamment par l’obtention de pics de production suite aux

alimentations et par l’augmentation de la fraction de méthane dans le biogaz. La diminution

progressive (environ 25%) de la durée entre chaque alimentation a été menée sur le principe

d’une montée en charge progressive du réacteur, le TRH remplaçant la charge en tant que

variable [134]. Cette seconde période laisse donc entrevoir la possibilité d’alimenter le

réacteur avec une charge supérieure à celle expérimentée précédemment. De plus, grâce à des

temps de digestion plus long, la production de méthane par gramme de MV ajoutée apparait

comme plus stable et est supérieure aux autres périodes de l’expérience*. En effet

contrairement aux périodes de carences, où les pics de production décrivent des chutes nettes

et rapides, on observe là un bénéfice à prolonger le temps de digestion. Cela se traduit

notamment par un plateau après la période de croissance exponentielle de la production de

biogaz, au lieu d’un pic et d’une décroissance rapide. Durant cette deuxième période, on note

également que le pourcentage de dégradation de la MV est inférieur à la période 1, malgré un

temps de digestion supérieur. Il atteint tout de même les 82%, mais semble indiquer une

capacité épuratoire plus faible et plus lente lorsque la méthanisation est majoritaire dans le

réacteur [157].

La dernière période de l’expérimentation vient valider certaines des hypothèses émises

précédemment. Tout d’abord, cette dernière période permet l’obtention d’une réaction de

méthanisation stable, sans variation du pH, durant une période de 52 jours. Elle valide ainsi la

possibilité de mener l’alimentation du réacteur avec le mix de déchets sélectionné, pour une

charge organique deux fois supérieure à celle validée précédemment. La concentration de

méthane dans le biogaz pour ce mix de déchets, se confirme aux alentours de 51-52%. Avec

un TRH compris entre 30 et 35 jours, la production moyenne de méthane obtenue est de 321

mL CH4/g MV ajoutée ce qui est en adéquation avec les valeurs obtenues lors des analyses

préliminaires. La capacité épuratoire, pour les conditions fixées, se confirme avec plus de

80% de la MV digérée. Elle reste toutefois inférieure aux résultats obtenus lors de l’inhibition

partielle des méthanogènes, probablement due aux métabolismes plus lents de ces derniers.

Les présences en N2 et H2S, persistantes, même après l’établissement d’une méthanisation

stable, confirme enfin, un consortium microbien riche, capable de produire dans un même

temps des concentrations significatives en CH4, CO2, N2 et H2S [399]. Si l’on compare ces

résultats avec ceux de la bibliographie, on constate d’après le Tableau 34, que la production

de méthane obtenue est légèrement plus faible. Il est toutefois à noter que les mixes retrouvés

dans la littérature sont majoritairement composés d’eaux usées et de déchets alimentaires.

Comme identifié dans le Chapitre II, avec un pouvoir méthanogène plus faible, la présence de

déchet vert dans le mix réactionnel de notre étude, explique les résultats obtenus. Les études

sur des MIX urbains nous permettent également de constater que la stabilité de la réaction

semble possible pour des TRH plus courts et des CO plus élevées. La consommation de la

MV y apparait, cependant plus faible que celle obtenue dans cette étude.

* Des expérimentations réalisées par la suite sur le réacteur mais non présentées dans cette

thèse, ont notamment permis, par augmentation du TRH, d’accroitre la fraction de méthane à

59.4% et de CO2 à 37% ; la fraction théorique de N2 n’excédant plus les 3.2%. La quantité

d’H2S était, elle, de 300 ppm dans le biogaz produit.

Limites de l’expérimentation :

167

- Lors de la conduite de la réaction, malgré le prélèvement d’un surplus de MIX à des

fins de caractérisation, cet échantillonnage ne s’est pas avéré assez homogène pour

réaliser les analyses souhaitées. En effet d’importants écarts ont été observés (résultats

non communiqués) entre les caractéristiques théoriques et expérimentales. La

détermination du MIX en entrée de réacteur, présentée en Tableau 32, a donc été

réalisée d’après les calculs de pesée afin d’être plus proche des valeurs réelles

employées.

- Les charges organiques appliquées au réacteur, lors de ces deux expérimentations

restent faibles en comparaison de celles retrouvées dans la bibliographie. D’après la

bibliographie, pour des MIX proches de celui-ci (eau noire et déchet alimentaire), les

charges organiques étudiées peuvent atteindre 1,7-1,8 kg MV/m3/j [80,344]. En effet,

l’emploi d’une simple décantation pour concentrer les eaux usées, n’as pas permis

d’atteindre, dans cette étude, de telles charges organiques pour le MIX fixé. La

fluctuation de la fraction organique des eaux usées utilisées et les limites du procédé

de décantation, expliquent également, les variations de CO entre 1 et 1,3 kg MV/m3/j

lors du second essai en réacteur.

- L’alimentation de 6L réalisée tous les 6 à 7j est le reflet de contraintes réelles du

contexte d’étude, qui peuvent limiter le rythme d’alimentation à un régime semi-

continu, soit : (i) des tailles de gisements limitées et nécessitant généralement des

périodes de prétraitement ; (ii) des rythmes de collecte souvent hebdomadaires

notamment pour les DA ; (iii) des volumes de stockage limités afin de permettre leur

intégration dans une aire urbaine. Ce rythme d’alimentation répond également à des

contraintes techniques d’un laboratoire de recherche. A savoir, l’emploi de déchets

réels nécessitant des temps de caractérisation avant et après chaque alimentation et

l’impossibilité d’alimenter le réacteur durant les weekends.

- L’absence d’analyse chimique ou microbiologique ne permet pas de valider ou

d’invalider les hypothèses émises quant aux populations microbiennes dans le

réacteur. Il en est de même pour les voies métaboliques conduisant à la production de

N2 dans les concentrations observées au cours de l’étude. Toutefois des analyses

complémentaires sur le biogaz produit, ont permis d’identifier du NO dans des

quantités de l’ordre de la particule par billion. Ce composé est l’un des intermédiaires

de la dénitrification, ce qui appuierait l’hypothèse formulée en faveur de cette voie

métabolique. De plus la dénitrification a déjà été identifiée dans d’autres études, lors

de méthanisation notamment des eaux usées industrielles riches en déchets

alimentaires [196]. Cependant les premières quantifications sur le MIX n’ont pas

permis de confirmer la présence du nitrate, substrat de ces réactions, dans des

concentrations significatives. A l’échelle du ppb aucune trace de NO2 n’a également

été détectée.

- Bien que prévues initialement, des contraintes pratiques ont empêché la bonne

réalisation des analyses chimiques sur le digestat produit. Seuls, respectivement deux

et trois mesures de Ntotal, Nkjeldalh, NH4+ et Ptotal ont été possibles sur l’ensemble des

deux cycles d’alimentation. Par conséquent, elles serviront uniquement de base de

réflexion pour les scénarios de valorisation présentés en Chap. IV.

168

IV / Conclusions

Ce troisième Chapitre comprend l’ensemble des expérimentations réalisées au cours de cette

thèse. Basé sur les conclusions du retour d’expérience réalisé en Chapitre II, le but a été

d’établir des connaissances identifiées comme manquantes pour l’intégration de la

méthanisation en petite unité dans un quartier. Pour cela, une caractérisation des gisements

réels, disponibles, des prétraitements pour leurs stockages et leurs stabilisations ainsi que la

conduite par co-digestion d’un procédé de méthanisation à échelle paillasse et laboratoire ont

été réalisés.

- Basé sur la détermination de la MS, MV et du rapport C/N, les gisements disponibles

de BP, DV et DA ont été identifiés comme les substrats principaux de cette étude pour

former la base de l’alimentation d’un réacteur. Serviette et Paille, bien que possédant

des rapports C/N fortement déséquilibrés, semblent toutefois présenter un intérêt en

tant que substrat secondaire. En effet, l’emploi d’une faible quantité de ces déchets

pourrait permettre d’améliorer certaines co-digestions, initialement faibles en C.

- Les procédés d’ensilage ainsi que de broyage et séchage, présentent un intérêt dans un

but de conservation de la matière. L’ensilage apparait comme pertinent afin de

conserver des DV dans le temps et ainsi palier un des verrous majeurs de ce déchet

qu’est la saisonnalité. De plus, le procédé d’ensilage s’avère efficace pour conserver la

MV présente dans ce gisement. L’aération partielle du stockage, bien qu’identifiée

comme impactante pour la MV, est jugée acceptable. Concernant le procédé de

broyage/séchage, il permet de stabiliser un gisement dans le temps, mais également de

réduire considérablement le volume de ce dernier par l’élimination de sa fraction

aqueuse. Une fois stabilisés et stockés, les déchets peuvent ainsi être conservés

hermétiquement pour un emploi régulier dans le temps. La diminution des volumes est

également un paramètre important et mise en avant dans un contexte d’intégration

urbaine. A cette fin, le procédé de décantation réalisé sur les eaux usées, semble

également une étape primordiale pour l’emploi de ce gisement, considérant

l’environnement d’étude.

- Le MIX formé par le mélange en quantité égale (basé sur la MV) de BP, DV et DA, a

permis de produire une méthanisation plus stable que lors de leurs emplois en mono-

digestion. La quantité de méthane produite est alors supérieure à la moyenne théorique

calculée d’après les résultats de mono-digestion. Ces analyses préliminaires ont ainsi

permis de valider le MIX pour l’alimentation d’un réacteur à échelle laboratoire.

L’expérimentation à l’échelle paillasse de la méthanisation en excluant le DV ou par

ajout des substrats secondaires n’a toutefois pas permis de conclure quant à une baisse

ou une hausse des performances.

- L’emploi de ce MIX dans un réacteur semi-continu de 30L a confirmé la stabilité du

procédé dans le temps. Pour des conditions opératoires de 37°C et un TRH de 30-35j,

plus de 75% de la MV apportée au réacteur a été consommée. Il a été également

observé qu’une perturbation de l’apport hebdomadaire du réacteur tend à l’apparition

d’effets inhibiteurs sur les populations méthanogène. Ce fait confirme la nécessité de

stocker et stabiliser les gisements pour lisser l’alimentation du réacteur au cours de

l’année. L’augmentation du temps de digestion ainsi que l’apport ponctuel de

correcteur d’acidité se sont révélés efficaces pour corriger le réacteur et favoriser le

développement des micro-organismes méthanogènes. Pour des charges de,

169

respectivement, 0,5 kg MV/m3/j et 1 kg MV/m3/j, la méthanisation du MIX de déchets

urbains réalisés, a permis de produire entre 294 et 321 L CH4/kg MV et un biogaz

comprenant en moyenne 52% de méthane.

L’approche expérimentale développée lors de ce troisième Chapitre permet ainsi de répondre

à certaines des questions identifiées dans le Chapitre II. Elle apporte des données basées sur

des déchets réels et dans des conditions opératoires tenant compte de l’ensemble du processus

de valorisation par méthanisation. Malgré cela la comparaison avec la littérature permet

d’entrevoir des premières optimisations possibles des conditions opératoires réalisées. De plus

l’échelle laboratoire employée reste limitée pour une réponse sur le plan urbain. Ces données

ne permettant pas, dans l’état, d’analyser le rendement global du processus, que ce soit sur un

aspect de traitement des déchets ou de production d’énergie pour un quartier. Afin d’explorer

ces aspects et de déterminer les bénéfices du procédé par une intégration à échelle urbaine,

une quatrième étape apparait donc comme nécessaire.

V / Perspectives

Dues aux contraintes techniques évoquées, le travail expérimental réalisé dans ce Chapitre

pourrait être amélioré afin de répondre à certaines des interrogations suggérées par ses

résultats. Ainsi la détermination des fractions en composés difficilement dégradables tels

qu’initiée par l’ATG, permettrait d’affiner la compréhension sur la dégradation des substrats.

Les profils chimiques (nitrate, ammonium, AGV…) du MIX en entrée et du digestat en sortie

de réacteur, permettraient également d’établir des bilans de matières précis et une meilleure

connaissance des voies métaboliques rencontrées. Au-delà de ces aspects techniques,

plusieurs expériences pourraient être menées pour approfondir certaines des conclusions

développées. Ainsi l’impact des procédés de collecte sur les gisements de déchets et sur la

méthanisation pourrait être investigué. A titre d’exemple, des récents travaux de

Georgiopoulou et Lyberatos [400], étudient notamment l’impact de la collecte sur la MV des

DA. Comme imposé dans la règlementation européenne l’obligation d’un procédé

d’hygiénisation des boues devrait également être considéré afin d’évaluer son impact sur la

stabilité de la méthanisation et la production de biogaz. Concernant le réacteur et la co-

digestion employée, l’étude par ajout de substrats secondaires serait pertinente afin de

conclure quant à l’intérêt de ces substrats pour la méthanisation. Les travaux de Capson-Tojo

et al., [401] démontrent ainsi que le carton est un substrat secondaire pertinent pour la co-

digestion de DA en réduisant l’accumulation d’acide, et en augmentant ainsi la stabilité de la

réaction. Enfin l’étude du digestat et de sa conformité quant aux normes de rejets semblent

primordiales pour pouvoir envisager le procédé via la co-digestion et les conditions étudiées.

170

171

Chapitre 4 :

Intégration de la

méthanisation

Traitement de la matière organique

et

Valorisation énergétique

172

I / Introduction

Ce quatrième et dernier Chapitre comprend les scénarios de valorisation réalisés afin d’étudier

l’intégration du processus de méthanisation à l’échelle urbaine et ses performances. La

construction de ces scénarios s’est, dans un premier temps, appuyée sur les données

recueillies dans le Chap. II afin de réaliser une estimation d’un quartier « standard ». Celui-ci

devant comprendre un système composé du nombre d’habitant considéré, les quantités de

déchets théoriques générées et les installations nécessaires à leurs valorisations par

méthanisation. Dans un second temps et d’après les résultats expérimentaux obtenus dans le

Chap. III, les quantités de déchets traitées ont pu être affinées et la production de

biogaz/digestat, reliée à des conditions opératoires. Basés sur ce système, les scénarios

présentent les bilans épuratoires et énergétiques, d’un processus de valorisation des déchets

urbains par méthanisation et une discussion sur les limites et possibilités offertes par l’emploi

de petites unités intégrées.

II / Méthodologies

a) Simulation d’un « quartier standard » et des flux de déchets

La première partie de l’élaboration des scénarios de valorisation, a consisté à déterminer

l’échelle du quartier à considérer et les productions de BP, DV et DA en liens avec le nombre

d’habitant estimé. Pour cela, les supports de la bibliographie et des documents techniques

synthétisés dans le Chap. II ont été nécessaires. Une fois un « quartier standard » établi et un

nombre d’habitant considéré, les quantités et les profils des déchets à traiter par an, ont pu être

simulés. Une comparaison entre ces profils physico-chimiques « standards » et ceux employés

de notre étude, en Chap. III, a par la suite, permis d’établir les flux à considérer après

prétraitement et stockage. Ces éléments constituent le contexte d’intégration des scénarios de

valorisation. Basées sur ces résultats, les caractéristiques d’un réacteur théorique ont ensuite

été estimées. Enfin il a été déterminé le pourcentage annuel de déchets consommés en tenant

compte des conditions opératoires testées et des quantités de déchets simulées pour le

« quartier standard ».

b) Système énergétique et variables

La seconde partie de ce Chapitre a été réalisée afin de construire un système énergétique

intégrant l’ensemble du processus de valorisation par méthanisation. Ce dernier, doit ainsi

traduire du bilan des échanges, productions et consommations d’énergies à l’intérieur du

processus, à partir des sous-systèmes qui constituent son ensemble. Afin de définir ces sous-

systèmes, les étapes significatives identifiées dans le Chap. II, ont été considérées, à savoir :

173

1. Collecte

2. Stockage et Prétraitement

3. Méthanisation

4. Posttraitement du biogaz

5. Posttraitement du digestat

6. Valorisation du biogaz

7. Valorisation du digestat

Les variables propres à chacun de ces sous-systèmes ont ensuite été définies. Les variables

massiques correspondant alors, aux flux de matières premières et les variables énergétiques

étant, associées, elles, à des consommations ou des productions en termes d’électricité ou de

chaleur.

c) Bilans des consommations et des productions énergétiques

La première étape afin de déterminer les consommations et gains énergétiques du processus

de valorisation, a consisté à déterminer les valeurs propres à chacune des variables de chacun

des sous-systèmes. Pour cela, les données bibliographies issues du Chapitre II ont été

employées en complément des données opératoires, employées lors du Chapitre III.

Concernant la variation de la CO, lors du second essai en réacteur, il a été décidé de

considérer ces résultats pour une CO de 1 kg MV/m3/d. Les bilans énergétiques, pour les deux

charges organiques expérimentées, ont alors été obtenus, par vecteur énergétique, en

soustrayant leurs productions et leurs consommations énergétiques. Enfin il a été déterminé le

bénéfice énergétique du procédé en croisant les excédents énergétiques précédemment établis

et des données de consommations réelles issues d’un quartier. Ces données proviennent des

compteurs électriques/chaleurs du campus universitaire de l’IMT Atlantique, Nantes,

comprenant 550 logements. Les relevées ont été collectés entre janvier 2016 et octobre 2018 à

compter d’environ une mesure tous les mois.

III / Résultats et Discussion

a) Simulation d’un « quartier standard » et des flux de déchets

La détermination des caractéristiques d’un « quartier standard » s’appuie sur les projets

étudiés dans le Chap. II. La taille de quartier a été fixée arbitrairement à 500 habitants. Cette

valeur se situe entre celle du projet d’Eva Lanxmeer (250 logements) et celle de l’éco quartier

de Flintenbreite (117 logements), en comptant entre 2,3 et 3 habitants par logements

[319,338,402]. Les flux de DV, DA et BP théoriques, produits ont également été estimés

d’après la littérature. Le Tableau 35 regroupe les valeurs relevées dans le Chap. II et les

compare aux valeurs expérimentales déterminées dans le Chap. III. Les modifications de la

MV dues aux prétraitements (séchage, décantation, ensilage) sont ainsi directement impactées

sur la quantité de déchets théorique, collectable.

174

Tableau 35: Caractéristiques des flux de déchets

Cette première étape permet de disposer du contexte d’intégration du processus de valorisation. Ce contexte comprend donc un quartier de 500

habitants et une production de déchets moyenne dans l’année, déterminée. La seconde étape correspond elle, à l’estimation de la taille du réacteur

pour les conditions expérimentales réalisées dans le Chap III. Les caractéristiques fixées sont indiquées dans le Tableau 36.

Tableau 36: Caractéristiques théoriques du réacteur

Déchets Caractérisation Quantité disponible

Valeurs moyennes

issues de la littérature

Ref. Cette étude (après

prétraitement)

Valeurs moyennes issues

de la littérature

Ref. Estimées dans

cette étude

Eau Noire/ Boue

Primaire 3,5 g MV/L [80,145,332,337] 11,6 g MV/L 8,5 L/cap/j [80,145,332,337] 2,6 L/cap/j

Déchet Alimentaire 205 g MV/kg [80,145,337] 834 g MV/kg 0,35 kg/cap/j [80,145,337,348] 0,09 kg/cap/j

Déchet Vert 416 g MV/kg [145,337,344] 242 g MV/kg Variable [145,337] 150m²/an

Paramètres Réacteur théorique

TRH (jour) 30

Débit (m3/j) 1,0

Dimensionnement (m3) 30

Charge Organique (kg MV/m3/j) 0,5 1

175

A partir des résultats présentés en Tableau 35 et Tableau 36, il a été possible d’estimer la

quantité moyenne de déchets, annuellement employée. Le Tableau 37 présente les fractions de

chaque gisement, traitées par le processus de méthanisation pour une intégration dans un

« quartier standard ».

Tableau 37: Flux de déchets consommés par le système

Le MIX employé dans cette étude est constitué de trois types de déchets en fraction

équivalente, toutefois les tailles de leur gisement respectif, ne sont pas identiques. On constate

ainsi, dans le Tableau 37, que seule 14 à 28 % de la production quotidienne de DA est

employée, ce qui laisse une importante fraction du gisement non traitée. A l’inverse 7-14%

des DV collectés annuellement sont employés quotidiennement ce qui traduit un épuisement

rapide de la ressource, ne permettant pas dans le cadre d’un « quartier standard » un apport

régulier en DV. 33 à 66 % de la fraction de BP produite quotidiennement est, elle, traitée par

le procédé pour les conditions opératoires appliquées.

Les Tableau 35 et Tableau 36 mettent en avant l’intérêt de l’emploi de prétraitement afin de

réduire la proportion d’eau dans les déchets. On constate ainsi, que pour les DA et BP, les

flux de gisement générés sont réduits de respectivement 75% et 69%. Cela a pour

conséquence de diminuer la taille des installations de stockage nécessaires, mais aussi celle du

réacteur de méthanisation. A titre de comparaison, un réacteur de 30m3 est estimé pour cette

étude, pour des réacteurs de 70-72m3 dans les projets de Flintenbreite ou d’Eva-Lanxmeer.

Les bilans obtenus dans le Tableau 37 et relatifs à la fraction des gisements traitée, permettent

de constater une adéquation entre le MIX utilisé, les conditions opératoires et la gestion des

eaux usées. Toutefois, on constate que moins d’un tiers du gisement DA peut être traité, en

considérant les paramètres de notre étude. De plus, et afin de palier l’épuisement du gisement

de DV observé d’après le Tableau 37, plusieurs études récentes incluent le recours à des

gisements péri-urbains. Les travaux de Körner et al., et ceux de Thiriet et al., estiment ainsi de

plus importantes fractions de déchets, en tenant compte d’une zone de collecte, déterminée en

intégrant le quartier et ses ressources proches [321,403]. Cette démarche permet

l’augmentation des quantités de déchets valorisables, tout en restant dans une aire de collecte

relativement proche. La fraction de DV disponible peut alors être nettement supérieure à celle

déterminée dans cette étude. En adéquation avec ces études, la zone de collecte des DV sera,

pour la suite des scénarios, fixée à 5km autour du quartier.

Charge

Organique

Quantité de

déchets

consommée

Boue Primaire

(kg MT/j)

Déchet

Alimentaire

(kg MT/j)

Déchet Vert

(kg MT/an)

Eau à

apporter au

procédé

(m3/j)

0,5 kg MV/m3/j 15 kg MV/j 431 6,0 21 0,5

1 kg MV/m3/j 30 kg MV/j 862 12 41 0,1

MT consommée

par jour

CO = 0,5 et 1

kg MV/m3/j

- 33 % 66 % 14 % 28 % 7 % 14 % -

176

b) Système énergétique et variables

Une fois le contexte d’intégration établi, la seconde partie de la construction des scénarios

correspond à la définition du système de l’étude. Il comprend l’ensemble des sous-systèmes et

des liens composant le processus de valorisation par méthanisation. Pour cela les étapes de

procédé identifiées comme clefs dans le Chap. II ont été employées. Les Figure 27 et Figure

28 présentent le système analysé dans cette étude, les sous-systèmes pris en compte, ainsi que

respectivement, les variables massiques et énergétiques rattachées à chacun d’entre eux. Le

Tableau 38 présente, lui, les hypothèses faites quant aux procédés employés pour chaque

sous-système.

Figure 27: Ensemble du système étudié et de ses variables massiques

Figure 28: Ensemble du système étudié et de ses variables énergétiques

177

Tableau 38: Procédés admis pour le système étudié

Sous-Système Procédés Admis

1 – Collecte Eaux usées : Collecte gravitaire

DA et DV : Collecte par des camions

2 - Stockage et Prétraitements Eaux usées : Décantation et Hygiénisation

DA : Séchage

DV : Ensilage

3 – Méthanisation CSTR, équipé d’un récupérateur de chaleur

(depuis l’Hygiénisation)

4 - Posttraitement du biogaz Lavage à l’eau

5 - Posttraitement du digestat Table d’égouttage

6 - Valorisation énergétique Unité de CHP

7 - Valorisation du digestat Epandage sur des terres agricoles

Les flux schématisés dans les Figure 27 et Figure 28 sont séparés selon leur nature. Les flux

massiques représentent la matière organique, sous différents états. Ils débutent ainsi, du

déchet brut collecté depuis les quartiers jusqu’à son épandage sous forme de digestat et sa

valorisation sous forme de biogaz. Les vecteurs énergétiques résultant de la méthanisation

sont eux, présentés sous la forme d’une production ou d’une recirculation d’électricité ou de

chaleur. Ils peuvent également prendre la forme d’une économie d’énergie primaire théorique

ou traduire des consommations apparentées à de l’énergie primaire. Dans le premier cas, ils

sont issus de la valorisation du digestat sous forme d’engrais et de fertilisant. Ils représentent

ainsi une économie proportionnelle aux consommations énergétiques qu’auraient nécessité

leur synthèse par voie chimique. Dans le second cas, ils résultent principalement des

consommations énergétiques liées aux transports. Les procédés admis dans ce système et

présentés dans le Tableau 38, sont étudiés pour globalement permettre un processus de

méthanisation simple d’emploi et peu couteux en énergie. Ainsi la collecte est admise comme

gravitaire pour les eaux usées et réalisée par des camions pour les DA et DV. Les

prétraitements sont ceux, étudiés lors du Chap. III, auxquels s’ajoute une Hygiénisation des

eaux usées, afin d’obtenir une réduction des germes pathogènes, favorable pour l’épandage.

Le séchage est considéré lui, comme présentant un effet sanitaire suffisant vis-à-vis de la

réglementation sur les SPAn. Le méthaniseur comprend également un récupérateur de chaleur

couplé à l’étape d’hygiénisation afin d’améliorer les flux d’énergie thermique. Un simple

lavage à l’eau est compté pour éliminer la fraction d’H2S du biogaz et permettre sa

valorisation par CHP. Enfin, le digestat est préalablement traité afin de récupérer d’une part

un compost et de disposer également d’un lixiviat approprié pour l’épandage en terres

agricoles.

c) Bilans des consommations et des productions énergétiques

Une fois le système énergétique défini, il a été déterminé les valeurs relatives aux variables de

chaque sous-système. Pour cela les paramètres opératoires ont été favorisés, toutefois en

absence de ces données, des valeurs issues de la littérature ont été utilisées. Le Tableau 39

présente l’ensemble des variables, formules et données employées ainsi que les références

bibliographiques qui y sont relatives.

178

Tableau 39: Détermination de la production énergétique

Variables Fonction Formule/ Unité Charge Organique Commentaires Références

0,5 1

1λ Transport DA MJEP/an

x= MJ/Km/m3 5,075 5,075

Collecte eaux usées estimées

comme gravitaires ; Aire de

collecte DV étendue

[145,404–406]

y= Km 1 1

z=m3/an 9 18

1λ' Transport DV MJEP/an

x= MJ/Km/m3 5,075 5,075

y= Km 5 5

z=m3/an 4 9

2α Décantation (Pompe) KWhEL/an

x=m3/h 0,059 0,118 Choix d’un décanteur gravitaire ;

Pompe à cavité progressive

Entreprise

Bécot y=kWh f(m3/h) 0,1 0,1

z=h/j/an 8760 8760

2β Sécheur KWhEL/an

x=kwh/h 3 3 Consommation moyennée sur

l’utilisation donc pas de différence

entre les CO

GET

Innovation y=h/j 10 18

z=j/an 365 365

2α' Pompe/Hygiénisation KWhEL/an

x=m3/h 0,018 0,036

Pompe à cavité progressive Entreprise

Bécot y=kWh f(m3/h) 0,1 0,1

z=h/j/an 8760 8760

2β' Hygiénisation

P=RCΔT

JChaleur/j

R=kg/j 431 862

C en fonction de la littérature

[80,407]

C=J/kg/K (mix) 3767 3767

[296,408]

ΔT= K-K 50 50

P=ΔT'SU

WChaleur

ΔT'= K-K 50 50 S et U estimés d’après la littérature

pour acier inoxydable et laine de

roche

S=m² 0,04 0,07

U=W/m²/K 0,54 0,54

3α Pompe/Réacteur KWhEL/an x=m3/h 0,042 0,042

Pompe à cavité progressive Entreprise

Bécot y=kWh f(m3/h) 0,1 0,1

179

z=h/j/an 8760 8760

3α’ Agitation WEL/an

x=m3 réacteur 30 30 Prise en compte uniquement de la

surface utile [80,409] y=W/m3 réacteur 4 4

z=h/j/an 8760 8760

3β Maintien Température

- Performance récup.

Chaleur 85% 85% - [80,407]

P=RCΔT R=kg/j 1000 1000 Considérant un récupérateur de

chaleur, la composition du MIX et

sa fraction à 70°c

[296,408]

JChaleur/j C=J/kg/K (mix) 3963 3650

ΔT= K-K -4 -23,5

P=ΔT'SU ΔT'= K-K 17 17

WChaleur S’=m² 70 70 S’= S + espace de tête

U=W/m²/K 0,54 0,54

4α Posttraitement (Lavage

à l’eau) KWhEL/an

x=KWh/Nm3 0,25 0,25 Valeurs issues de la littérature [296]

y=Nm3/an 3358 7249

5α Pompe/Séparation de

phase KWhEL/an

x=m3/h 0,042 0,042

Pompe à cavité progressive Entreprise

Bécot y=kWh f(m3/h) 0,1 0,1

z=h/j/an 8760 8760

5α' Séparation (table

d’égouttage) MJEL/an

x=MJ/t 4,3 4,3 Assumée pour un rendement de

100% et une consommation égale à

une presse

[404,405]

y=m3 digestat/an 365 365 [406]

5α'' Compostage MJEL/an

x=MJ/t 510 510 Valeur assumée comme

consommation électrique

[404,405]

y=m3 digestat

(solide)/an 2,3 3,2 [406]

- Perte procédé - % biogaz 2% 2% Perte Posttraitement

[296] - % énergie 10% 10% Perte CHP

α Prod. Electricité

MJEL/an

(fonct. %

CH4)

x=%CH4 51% 52%

Perte biogaz impactée sur Y

Composition biogaz pris en compte

dans la valeur de Z

Perte CHP impactée sur le résultat

[296]

y=Nm3 biogaz/an 3291 7104

z=MJ/m3 18,26 18,63

Conversion 30% 30%

β Prod. Chaleur MJChaleur/an x=%CH4 51% 52%

180

(fonct. %

CH4) y=Nm3 biogaz/y 3291 7104

z=MJ/m3 18,26 18,63

Conversion 70% 70%

7αh Pompe/Epandage KWhEL/an

x=m3/y 0,041 0,041

Pompe à cavité progressive Entreprise

Bécot y=kWh f(m3/h) 0,1 0,1

z=h/j/an 8760 8760

7λh Transport Lixiviat MJEP/an

x= MJ/Km/m3 liquide 3,92 3,92

Valeurs moyennes issues de la

littérature

[404–406] y= Km 3 3

z=m3 liquide/an 363 362

7λ’h Epandage MJEP/an x=MJ/m3 liquide 18,58 18,58 Valeurs moyennes issues de la

littérature

[404,405]

y=m3 liquide/an 363 362 [406]

ε Valorisation du N MJEP/an x=MJ/kg 50 50 Y obtenus par expérimentation

[404,405] y=kg/an 152 152 Fraction solide négligée

ε' Valorisation du P MJEP/an x=MJ/kg 8,6 8,6 Y obtenus par expérimentation

Fraction solide négligée [404–406]

y=kg/an 36 49

181

La construction du Tableau 39 a nécessité plusieurs partis pris, mentionnés dans les

Commentaires. Ainsi, les valeurs relatives à la nature du MIX (coût de transport, coefficient

calorifique spécifique…) ont été estimées sur la base de la littérature disponible pour des eaux

usées, des DA séchés et des DV (non ensilés). L’emploi d’un décanteur gravitaire simple a été

choisi pour limiter la consommation énergétique lors de la concentration des eaux usées.

L’ensemble des pompes considérées, l’ont été sur la base d’une pompe à cavité progressive de

la marque SYDEX, afin d’accepter des variations de viscosité des effluents. Un récupérateur

de chaleur a également été compté afin de valoriser la chaleur apportée lors de

l’hygiénisation. Le corps du réacteur a été admis comme composé de plaques d’acier

inoxydable et l’isolation faite de couches de laine de roche. Enfin, la zone d’épandage de la

phase liquide a été admise comme possible sur une zone de 3km autour du quartier.

Concernant le compostage, au vu des quantités considérées, un emploi directement par les

habitants en zone résidentielle est estimé comme possible.

L’exploitation numérique du Tableau 39 permet de déterminer les énergies produites et

consommées par le système. Basés sur l’écart entre ces valeurs, les bilans énergétiques ont pu

être déterminés. Les Figure 29 et Figure 30 présentent ainsi la production énergétique pour

une CO de 0,5 et 1 kg MV/m3/jour. La Figure 31 correspond aux bilans réalisés pour les deux

CO étudiées, en fonction des différentes vecteurs énergétiques identifiées.

Figure 29: Production d’énergie en MJ/an pour une CO de 0,5kg MV/m3/jour

182

Figure 30 : Production d’énergie en MJ/an pour une CO de 1kg MV/m3/jour

Figure 31: Bilans énergétiques en MJ/an pour une CO de 0,5 et 1 kg MV/m3/jour

183

Les Figure 29 et Figure 30 permettent d’observer les consommations et productions d’énergie

de chaque variable composant le système. On peut ainsi déterminer des étapes critiques, dont

la consommation en énergie pèse fortement sur le système. Concernant les dépenses

électriques, les pompes et le sécheur participent ainsi, pour près de 60% de leurs

consommations, soit, cumulées près de 20 000 MJ/an. Ces variables sont, de plus,

dépendantes d’effets de seuil, elles ne vont donc, pas être impactées par les différences de

CO, tant que celles-ci sont comprises dans leurs gammes de fonctionnement. On note

également que la seule phase d’hygiénisation, concentre la majeure partie de l’apport

calorifique nécessaire au système, soit, pour une CO moyenne, jusqu’à 60 000 MJ/an. Entre

les deux CO, il est observé des quantités d’énergie produites et consommées différentes,

toutefois la part relative des flux énergétiques reste elle, identique. Seul le sous-système 3,

varie entre les deux CO, dû à la fraction du substrat hygiénisé plus importante à une CO de 1

kg MV/m3/jour qu’à 0,5 kg MV/m3/jour. On remarque que les consommations liées aux

transports sont faibles, soit entre 4 400 à 4 600 MJ/an. Pour cela l’aire géographique a été

adaptée en fonction de chaque substrat.

La Figure 31 présente les bilans énergétiques du système, obtenus pour les différents vecteurs

étudiés. On constate alors que pour une faible CO appliquée, une source extérieure d’énergie

électrique et calorifique, sera nécessaire pour alimenter le processus, à hauteur,

respectivement, de 13 000 et 7 000 MJ/an. A l’inverse, le bilan électrique est légèrement

positif pour une CO de 1 kg MV/m3/jour, principalement dû à l’augmentation du biogaz

valorisable et aux effets de seuil des pompes et du sécheur. En termes d’énergie calorifique, le

processus est également excédentaire, pour une CO de 1 kg MV/m3/jour, à hauteur de 40 000

MJ/an, notamment grâce à l’emploi d’un échangeur de chaleur. En effet, à CO moyenne, en

comparaison à une faible CO, la fraction de BP est augmentée et celle d’eau d’appoint est

diminuée, cela a pour conséquence d’accentuer les bénéfices du récupérateur de chaleur.

Concernant les énergies primaires, on différencie les consommations liées au transport, des

bénéfices théoriques générés par la valorisation du digestat. Cela représente pour les deux CO

considérées, respectivement, un bilan négatif d’environ 11 200 MJ/an et un bilan excédentaire

d’environ 8 000 MJ/an.

Le Tableau 40 regroupe les valeurs moyennes de consommation énergétique, obtenues pour

550 logements étudiants (MDE de l’IMT Atlantique Nantes). Les données ont été collectées

par ENGIE, durant une période allant de fin Janvier 2016 à octobre 2018 et on admet un taux

d’occupation des habitations de 100%. Le nombre d’habitant par logement a été fixé à 1,1 en

tenant compte du type de logement considéré (appartement étudiant et studio).

Tableau 40: Consommation énergétique des ménages

550 logements étudiants Chauffage Eau Chaude

Sanitaire

Colonne montante

électrique

Eclairage

extérieur

Consommation moyenne

du quartier (MWh/an) 760 488 730 9,7

184

Consommation rapportée

à 500 habitants (MWh/an) 628 403 603 8.0

Production d’énergie du

système (MWhCHouEL/an) 13,6 13,6 1,8 1,8

Fraction alimentée par

méthanisation pour une

CO de 1 kg MV/m3/jour

2,2% 3,4% 0,3% 23%

Le Tableau 40 présente quatre voies possibles pour la valorisation de l’énergie produite par

méthanisation (CO = 1 kg MV/m3/jour) à l’échelle du quartier. Les deux premières visent à

valoriser l’énergie calorifique à travers le chauffage des habitations, ou la production d’eau

chaude sanitaire. Elles représentent alors, respectivement 2,2% à 3,4% de la consommation

annuelle. Les deux autres voies de valorisation présentées, concernent la production

d’électricité pour l’approvisionnement des colonnes montantes ou de l’éclairage extérieur. La

part de la consommation annuelle alimentée, s’élève alors respectivement à 0,3% et 23%.

Ces résultats montrent que la part de la consommation énergétique, que peut satisfaire la

valorisation des déchets par méthanisation reste très limitée. En effet, les bénéfices de la

méthanisation telle qu’étudiée dans ces travaux, se concentrent sur moins de 4% de la

consommation énergétique annuelle des ménages. Sur cette fraction, une large majorité est

représentée par de l’énergie calorifique. A l’échelle d’un ménage, la part d’électricité apportée

par la méthanisation est négligeable, elle peut toutefois représenter plus de 20% de l’énergie

nécessaire au fonctionnement annuel de l’éclairage extérieur du quartier.

d) Limites du système

Les bilans obtenus souffrent de l’absence de certaines données dont plusieurs d’entre elles

ont, par conséquent, dû être estimées ou adaptées de la bibliographie. Ces variables peuvent

alors grandement influencer les tendances observées. L’estimation de la puissance des

pompes, des valeurs de coefficient calorifique spécifique et de conductivité (isolation) sont

notamment des données qui nécessiteraient de plus amples investigations. De part là même,

les choix quant aux procédés de collecte, prétraitement et posttraitement influencent le résultat

final des bilans. A titre d’exemple, pour le système de cette étude, une séparation de phase et

un procédé de compostage ont été comptés et ceux malgré un digestat principalement liquide.

Les consommations énergétiques engendrées peuvent par conséquent être évitées. Il a

toutefois été choisi de les conserver dans cette étude afin de maintenir la production d’un

compost local, bénéfique pour une intégration sociale du procédé à l’échelle urbaine.

185

L’autre limite importante de ces scénarios est l’absence de prise en compte de la temporalité

des évènements. En effet, même si le choix des procédés s’est concentré sur une stabilisation

du substrat entrant dans le réacteur et donc sur une régularité du biogaz produit, une

temporalité du système demeure. Elle apparait notamment dans les valeurs moyennées de

consommation énergétique pour un quartier. Les relevés concernant le chauffage des

habitations se concentrent par exemple essentiellement sur la période de novembre à mai et

sont nuls le reste du temps. Une valeur moyennée n’est donc pas représentative de ces

demandes énergétiques intermittentes. A ce titre, la fraction énergétique déterminée pour

l’alimentation du chauffage de l’eau chaude sanitaire est plus fiable que celle des chauffages.

L’augmentation de la demande énergétique en fonction des périodes de l’année coïncide

également avec les périodes où les températures du substrat et extérieures, seront plus basses.

Le réacteur exigeant donc dans ces périodes, une fraction plus importante de chaleur par auto-

alimentation. La prise en compte de cette saisonnalité sur la détermination des bénéfices

énergétiques de la méthanisation serait donc nécessaire afin d’affiner les résultats obtenus.

Pour cela, il serait nécessaire de prendre en compte :

- L’évolution du profil physico-chimique et de la taille des gisements de déchets urbains

durant l’année.

- L’évolution des températures ambiantes pour une zone d’intégration donnée.

- L’occupation des habitations durant l’année et l’impact sur les consommations.

- L’épandage, il est en effet, soumis à des périodes de restriction en fonction de la

nature du digestat et des cultures réalisées, qu’y doivent être considérées.

186

IV / Conclusion et Perspective

Ce Chapitre met en lumière plusieurs conclusions quant aux capacités de la méthanisation à,

i) traiter des déchets organiques et ii) les valoriser sous la forme d’énergie.

Sur le premier point, il est mis en évidence les relations entre les gisements de déchets urbains

et la fraction de ces derniers, employée lors du processus de méthanisation. Ainsi si la charge

appliquée lors de cette étude permet de valoriser entre 33 et 66% du gisement des BP, il

subsiste toutefois une importante fraction de déchets organiques notamment alimentaire à

traiter. Il serait donc pertinent d’étudier, une augmentation de la CO du MIX par un apport

plus important en DA, en remplacement de l’eau d’appoint. Au cours de notre étude, des

analyses préliminaires ont été menées en ce sens avec l’emploi d’un MIX 50%/50% MV de

BP et DA et excluant la présence de DV. Les résultats n’ont toutefois pas permis d’identifier

ni une inhibition de la réaction, ni une augmentation des performances du procédé. Dans la

littérature on retrouve des études sur des MIX BP (ou eau noire) et DA (ou FODM) dans des

ratios 75:25 (vol.) et jusqu’à 50:50 basés sur la MV ou la DCO. Ces résultats présentent

généralement une augmentation de la production de biogaz en comparaison aux BP seules et

une augmentation de la stabilité du réacteur [80,124,344,368]. L’augmentation de la CO par

l’augmentation de la part de DA dans le MIX apparait donc comme une perspective

intéressante à ce travail. Le gisement de DV est, au regard de cette étude, insuffisant pour

garantir un apport du réacteur conséquent, tout au long de l’année. Il semble ainsi pertinent

d’étendre l’aire de collecte des déchets, principalement pour ce gisement. Cette démarche

peut de plus, conduire à inclure de nouveaux types de déchets organiques. Considérant ces

résultats, le MIX employé dans cette étude serait donc à reconsidérer. En effet, bien que

garantissant de la stabilité de la méthanisation par co-digestion des trois principaux déchets

urbains identifiés, on constate que sa composition n’est pas optimisée au vu de la taille des

gisements à traiter. D’après la littérature disponible sur la méthanisation urbaine, il apparait

que le TRH pourrait également être abaissé à 20-25j sans risque d’inhibition. On observe

également que les prétraitements sélectionnés permettent une réduction de la taille des

installations par réduction de la proportion d’eau dans les gisements de déchets. Cette

réduction de la taille des équipements est particulièrement favorable pour l’intégration des

procédés dans un quartier. Toutefois, tout en restant dans des valeurs inférieures à celles

retrouvées dans la bibliographie, une augmentation de la taille des réacteurs peut également

permettre de traiter davantage de déchets organiques. A titre d’exemple, pour le MIX

sélectionné dans cette étude, la prise en compte d’un réacteur de 45m3 et du débit associé

permettraient de traiter 99% des BP et 42% des DA, pour une CO de 1 kg MV/m3/jour.

L’optimisation de la conduite du réacteur en tenant compte de la variation de ces paramètres

apparait donc comme une suite intéressante à ces travaux de thèse.

Concernant les bilans énergétiques établis, ceux-ci permettent de constater que certaines

étapes concentrent la majeure partie des consommations thermiques, comme électriques.

Ainsi en absence d’un récupérateur de chaleur, la demande calorifique nécessaire à

l’hygiénisation du procédé, engendrerait des bilans négatifs. A l’inverse, le séchage des DA et

le posttraitement du biogaz n’apparaissent pas comme des étapes critiques d’un point de vue

énergétique. Le séchage et la décantation présentent de plus, des consommations énergétiques

187

à mettre en parallèle des bénéfices qu’ils engendrent par la diminution des volumes de

substrat/tailles des installations. Néanmoins, comme suggéré par plusieurs études sur la

méthanisation urbaine, on constate que le choix des technologies employées est essentiel

[74,80,407,410]. En effet, au vu des faibles bénéfices énergétiques considérés par le système,

des procédés simples et sobres en termes de consommation énergétique sont nécessaires. Les

bilans obtenus permettent également de mettre en avant les bénéfices calorifiques de la

méthanisation. La production excédentaire de chaleur est en effet jusqu’à 15 fois supérieure à

la quantité (en MJ/an) d’électricité valorisable pour le quartier. À savoir, pour une CO

« moyenne », une production excédentaire de 76 MJCH/cap./an pour 5 MJEL/cap./an. La

méthanisation intégrée à l’échelle urbaine permet ainsi une récupération de cette chaleur pour

les habitations, qui est généralement perdue en fonctionnement ex-situ. On constate

également que in situ, les transports représentent une consommation énergétique relativement

faible en comparaison des autres dépenses énergétiques du système. Peu d’études sont à ce

jour disponibles quant à la valorisation énergétique de la méthanisation urbaine. A titre de

comparaison, dans la thèse de Wendland, il est estimé, un processus de méthanisation (Eau

noire et DA) avec un système de collecte des eaux noires, sous-vide. Le bilan électrique et

calorifique est alors, négatif à hauteur de respectivement, -216 MJCH/cap./an et -29

MJEL/cap./an. Toutefois, il est estimé qu’une optimisation du système de collecte permettrait

de concentrer le substrat entrant, de réduire les consommations liées au fonctionnement et de

produire jusqu’à : 108 et 61 kWhEL/cap./an. Dans les travaux de Zeeman et al., seule la

valorisation énergétique est considérée, il apparait que le système nécessite un apport de 21

MJEL/cap./an, il est toutefois compensé par les économies d’énergie engendrées, estimées à

hauteur de 220 MJEL/cap./an [332].

Les scénarios de valorisation présentés dans cette étude ne tiennent en effet pas compte de

plusieurs éléments. Ainsi, en l’absence d’une valorisation de 100% des déchets générés, il

n’est pas considéré d’économies engendrées par la substitution à des procédés conventionnels.

Une optimisation des paramètres de l’étude, pourrait ainsi permettre de considérer ces

économies. Dans cette étude, seules les quantités de N et de P produites en remplacement de

leurs synthèses par voies chimiques, ont été prises en compte sous la forme d’énergie

théorique. En plus, des fractions de déchets consommées, cette optimisation dans la conduite

de la méthanisation devrait également être bénéfique à la production de biogaz. Elle

permettrait ainsi d’améliorer les bilans obtenus pour l’ensemble des vecteurs énergétiques.

Néanmoins, l’identification de terres agricoles susceptibles d’accueillir les quantités de

digestat liquide générées, apparait comme primordiale. En effet, en l’absence de terres

disponibles proches, les consommations énergétiques admises, se révèleraient grandement

augmentées ; soit par la nécessité de transports plus importants, soit par l’emploi d’un sécheur

pour le digestat. Enfin, de manière à consolider et approfondir les bilans proposés par cette

thèse, la prise en compte de la temporalité des évènements nous apparait comme une des

pistes d’études nécessaires.

188

189

Conclusions Générales

La rédaction de cette thèse a pour objectif d’apporter des réponses quant à la faisabilité de la

méthanisation à l’échelle urbaine, pour cela 3 axes de réflexion ont été développés. Suite à

une bibliographie sur l’emploi de la méthanisation il est apparu que le premier axe de

réflexion devait permettre d’identifier les projets réalisant actuellement cette méthanisation

urbaine. Le but étant de réaliser un retour d’expérience afin d’en comprendre les limites, les

verrous mais également les succès, valorisables pour de futures applications.

Le Chap. II présente cette synthèse, réalisée sur les documents techniques et scientifiques

recueillis au prêt des porteurs de ces projets. Le chapitre permet l’identification de plusieurs

déchets urbains pertinents pour la méthanisation. Il définit des échelles d’application en

séparant la méthanisation urbaine in-situ, intégrée directement dans le cadre urbain et la

méthanisation ex-situ, nécessitant le transport des déchets sur de longue distance. Cette

distinction entre méthanisation in-situ et ex-situ est également reliée à la taille des

installations, il apparait en effet que, in-situ, la méthanisation est majoritairement, conduite en

petite unité pour favoriser son intégration. Le chapitre met également en lumière la multitude

de procédés connectés à la méthanisation, en proposant des solutions pour leurs applications.

Cette compréhension de la méthanisation en tant que système apparait dès lors comme un

point essentiel dans la construction d’une réponse quant à la problématique proposée par cette

thèse. Cela introduit également un second axe de réflexion qui est l’étude d’un processus de

valorisation par méthanisation incluant, en plus d’un réacteur, les étapes de collecte,

stockage/prétraitement et valorisation. Quatre autres facteurs apparaissent enfin, comme

influant sur la faisabilité de la méthanisation urbaine, soit les aspects sociétaux,

environnementaux, politiques et économiques. La prise en compte du facteur environnemental

sera l’objet du troisième axe de réflexion à travers la valorisation énergétique de la

méthanisation.

Le Chap. III étudie l’approche systémique de la méthanisation urbaine en proposant

l’expérimentation d’un second axe de réflexion ; l’étude d’un processus de valorisation à des

déchets urbains par méthanisation. La première étape a consisté en une succession d’analyses

sur la pertinence des gisements et ceux afin de valider ou d’invalider leurs emplois par

méthanisation. BP, DA et DV ont été déterminés comme substrat principaux suite à ces

analyses, Paille et Serviette sont, elles, considérées comme de potentiels substrats

secondaires. L’emploi de déchets réels a ainsi permis de simuler leurs comportements tout au

long du processus de valorisation. La décantation, le séchage et l’ensilage, respectivement des

BP, DA et DV, se sont avérés efficaces afin de réaliser une réduction des volumes de déchets

à traiter ainsi que pour palier à la saisonnalité et à leurs besoins de stockage. L’étude de la

méthanisation s’est ensuite, faite en deux étapes, la première, préliminaire, a été menée à

échelle paillasse afin de valider de la pertinence de la co-digestion par rapport à la mono-

digestion. La seconde, à échelle laboratoire dans un réacteur de 30 L, a, elle, permit, de

conclure sur la possibilité de mener la méthanisation par co-digestion à 37°C avec un TRH de

30-35 jours. La production de méthane a été de 294 et 321 L CH4/kg MV, pour

respectivement une CO de 0,5 kg MV/m3/jour et de 1 MV/m3/jour.

190

Le quatrième Chap. de cette thèse a pour objectif de rassembler les données précédemment

obtenues afin de construire un modèle de valorisation par méthanisation, intégré à l’échelle

urbaine. D’après les données du Chap II, un « quartier standard » comprenant 500 habitants et

présentant des productions de déchets connues, a été déterminé. Le couplage de ces données

avec les valeurs expérimentales du Chap III a ensuite, permis de déterminer la fraction de

chaque gisement de déchet traité, pour les CO appliquées. On constate alors que les

conditions opératoires proposées par cette étude permettent de traiter jusqu’à 66% des BP

mais nécessiterait d’être reconsidérées afin d’améliorer la gestion des DA et DV. Des

éléments, quant à l’optimisation des paramètres de conduite du réacteur, sont également

proposés. Par la suite, le Chapitre aborde l’efficacité énergétique du processus de

méthanisation. Cette étape permet d’identifier le prétraitement, le chauffage du réacteur et la

valorisation du digestat comme les étapes les plus couteuses en énergie. L’emploi des

prétraitements permet toutefois de diminuer les volumes de gisement, entrainant une

meilleure intégration des procédés et une baisse de leurs demandes énergétiques. Le coût des

transports apparait également comme minimisé par une intégration urbaine et une distance

optimisée en fonction des gisements. La charge organique appliquée est identifiée comme

essentielle au vu des résultats obtenus. Les bilans étant négatif pour une CO de 0,5

kg MV/m3/jour mais excédentaire en énergie pour une CO de 1 kg MV/m3/jour. La

valorisation de l’énergie produite à l’échelle d’un quartier représente cependant moins de 5%

des dépenses énergétiques annuelles. La majeure partie de cette énergie l’est toutefois sous

forme de chaleur, renforçant l’intérêt d’une installation de la méthanisation proche des

habitations.

Concernant la réponse à la question posée par cette thèse quant à la faisabilité de la

méthanisation à l’échelle urbaine, les résultats obtenus mettent en lumière que :

- Le procédé de méthanisation in situ, semble réservé à de nouvelles habitations ou à

des projets de réhabilitation, mais peu adapté pour des quartiers déjà construits.

- Le procédé apparait comme réalisable pour la valorisation des déchets urbains par

l’emploi d’une co-digestion.

- La méthanisation présente un bilan énergétique positif pour une CO d’au moins 1 kg

MV/m3/jour

- Contrairement à la méthanisation ex-situ, l’intégration du procédé à l’échelle urbaine

permets une valorisation calorifique de l’énergie produite tout en limitant les coûts de

transport du processus.

Certains prérequis sont toutefois identifiés :

- Afin de pallier la saisonnalité des déchets, des procédés de prétraitement et de

stockage sont nécessaires à la méthanisation.

- La réduction de la taille des installations pour l’intégration du processus en zone

urbaine, implique l’emploi de prétraitements spécifiques.

- Considérant les faibles productions d’énergies identifiées, les technologies à implanter

se doivent d’être simples et sobres en énergie.

- L’emploi d’un récupérateur de chaleur apparait comme essentiel afin d’éviter les

pertes calorifiques et ainsi obtenir des bilans énergétiques positifs.

- Une zone d’épandage doit être disponible proche du quartier, pour l’emploi du lixiviat

et ceux afin d’éviter des coûts supplémentaires liés à son transport ou son séchage.

191

Perspectives Générales

Les conclusions de cette thèse permettent d’apporter un certain nombre d’éléments quant à la

question de la faisabilité de la méthanisation à l’échelle urbaine. Néanmoins, afin d’établir un

modèle de préservation des ressources tel que défini en Figure 1, plusieurs connaissances

restent encore à développer. Nous dressons ainsi, dans les paragraphes suivants, un rapide

aperçus des perspectives de ces travaux :

Dans cette étude, l’aire du quartier se borne à 550 logements et ne prend, de plus, pas en

compte les possibles infrastructures telles que des restaurants, des écoles ou des crèches…

Toutefois, afin de réaliser un inventaire plus exhaustif des gisements de déchets disponibles

(et de leurs volumes) ainsi que des consommations énergétiques, ces éléments nécessiteraient

d’être étudiés. L’évolution actuelle des espaces péri-urbains, constatée avec l’apparition de

projets de ferme urbaine notamment, est de plus, un point qui nous semble pertinent d’inclure

pour de futurs développements de ce sujet. La prise en compte de l’élargissement de l’aire

urbaine sur les volumes et types de déchets serait ainsi, à inclure lors de la reconsidération du

MIX employé pour la méthanisation.

L’aboutissement des démarches initiées dans ces travaux, quant à la détermination de la

biodégradabilité des substrats, permettrait également d’affiner le choix des déchets

sélectionnés. In fine, elle devrait permettre une aide à la décision pour valoriser les déchets en

fonction de leurs compositions, par méthanisation ou par d’autres procédés de traitement.

Si lors de ces travaux, il a été pris en compte des procédés de prétraitement et de stockage,

plusieurs étapes nécessiteraient elles aussi, d’être considérées. Ainsi, la collecte et

l’hygiénisation seraient à étudier vis-à-vis de leurs impacts sur la MV et sur les performances

de la méthanisation. On peut notamment citer les études de Georgiopoulou, Lyberatos et Gao

[400,411] qui ont récemment entrepris des recherches en ce sens.

Comme évoqué précédemment, l’optimisation de la composition du substrat entrant, nous

apparait comme un point important de ces perspectives. Il s’accompagne également, d’un

travail nécessaire, sur les conditions opératoires de la méthanisation. En effet, une meilleure

prise en compte de ces éléments permettrait, d’augmenter les bénéfices de la valorisation

énergétique réalisée, tout en maximisant ses capacités à traiter les gisements de déchets

urbains. Les interactions entre les différents procédés de valorisation telles que les couplages

méthanisation-pyrolyse et/ou méthanisation-compostage, sont également des voies de

développement pluridisciplinaires pertinentes. Elles nécessitent toutefois d’admettre une

parfaite connaissance des gisements disponibles, notamment leurs profils physico-chimiques.

A ce titre, les recherches récentes menées par Manns et al., peuvent être mentionnées [412].

L’étude du digestat produit, peu développé dans cette étude, est néanmoins un point essentiel

pour garantir la durabilité du processus mis en œuvre. Pour compléter ces travaux il nous

apparait important, dans un premier temps, de s’assurer de l’innocuité du digestat puis de

déterminer ses bénéfices agricoles potentiels. A l’échelle d’un projet urbain, il pourrait par la

suite être déterminé, les capacités d’accueil par épandage, des zones agricoles proches du

192

quartier. Cela afin de déterminer la fraction de digestat employable localement et celle devant

être transportée ou traitée. Le traitement du lixiviat pourrait alors être entrepris par séchage ou

par des procédés biologiques secondaires, nécessitant la prise en compte de zones de rejet

végétalisées dans l’espace urbain.

On constate au vu des bilans énergétiques, qu’un certain nombre de données techniques

seraient également nécessaires, relatives notamment, à la mise en œuvre des procédés. Ces

données pourraient être obtenues par de l’expérimentation à échelle pilote dans un quartier,

comme présentée à titre d’exemple à Sneek. Les valeurs employées, notamment pour les

pompes, systèmes d’alimentation et isolations thermiques, pourraient ainsi être renseignées au

plus juste d’une application à taille réelle.

Enfin, bien que le procédé apparaisse comme possible d’un point de vue technique, il subsiste

un manque de connaissance sur les aspects environnementaux, sociaux et économiques, liés à

son intégration à échelle urbaine. Pour le premier point, on constate une multiplication du

nombre d’études sur la méthanisation incluant de l’ACV. Ces études permettent ainsi de

progressivement établir des conclusions sur cet aspect. Toutefois, de nombreux critères

sociaux et économiques restent à investiguer afin de parvenir à l’établissement d’un procédé

durable. Il n’en demeure pas moins, que la méthanisation présente plusieurs avantages relatifs

à ces questions. Ainsi d’un point de vue social, le procédé permet une valorisation des

déchets, tout en garantissant un bénéfice énergétique aux habitations proches. La production

de compost, issue du digestat peut également être valorisée localement pour des jardins et des

cultures. Cela, questionne toutefois sur l’acceptabilité des procédés de traitement des déchets,

intégrés en zone urbaine. L’emploi de compost ou d’épandage issus de la valorisation des

eaux usées étant également un sujet de débat. Enfin, le processus de méthanisation nécessite

une implication des habitants pour la collecte de la fraction organique des déchets, notamment

alimentaires, qu’il serait nécessaire d’évaluer [58]. D’un point de vue économique, les

bénéfices énergétiques de la méthanisation sont démontrés dans cette étude. Ces bénéfices

sont de plus, à mettre en parallèle des économies engendrées par la substitution à des procédés

de traitement conventionnels. Néanmoins, avant l’installation du procédé, les coûts des

infrastructures impliquées par l’ensemble du système, doivent être évalués. Une intégration ne

sera alors possible que si le processus s’avère économiquement viable et ce malgré une

installation en zone urbaine. Ainsi l’ensemble de ces réponses, abordant une

pluridisciplinarité certaine, permettrait, pour les auteurs de cette thèse, de répondre

pleinement à la question de la faisabilité de la méthanisation à l’échelle urbaine.

193

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213

Annexes

I / ATG -DSC

Protocole

Afin de réaliser les mesures d’ATG-DSC, le protocole suivant a été employé :

1/ Palier à 20°C pendant 30 min pour purge à l'azote à 50 ml/min (inertage du four)

La tare de la balance est réalisée au début de ce palier.

2/ Montée en température jusqu'à 250°C avec une vitesse de chauffage de 10°C/min.

Au début du chauffage, le débit d'azote est ramené à 20 ml/min et est maintenu ainsi jusqu'à la

fin de l'expérimentation.

3/ Palier à 250°C pendant 50 ou 80 min.

4/ Chauffage jusqu'à 300°C à 10°C/min.

5/ Palier à 300°C pendant 80 min.

4/ Chauffage jusqu'à 500°C à 10°C/min.

6/ Palier à 500°C pendant 50 min.

Graphiques

Légende :

Température en °C

Flux thermique en mW

Temps en minute

Légende :

Température en °C

Flux thermique en mW

Temps en minute

214

Serviette

Déchet Vert

Boue Primaire

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1666

1851

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2406

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2776

2961

3146

3331

3516

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3886

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1738

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2510

2703

2896

3089

3282

3475

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5120

3622

2124

0625

9127

7629

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4633

3135

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0138

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7142

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Flu

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erm

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Tem

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Temps

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1

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100

200

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400

500

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118

637

155

674

192

611

1112

9614

8116

6618

5120

3622

2124

0625

9127

7629

6131

4633

3135

1637

0138

8640

7142

5644

4146

2648

11

Flu

x th

erm

iqu

e

Tem

pér

atu

re

Temps

215

Paille

Déchet Alimentaire

-12

-10

-8

-6

-4

-2

0

2

4

0

100

200

300

400

500

6001

186

371

556

741

926

1111

1296

1481

1666

1851

2036

2221

2406

2591

2776

2961

3146

3331

3516

3701

3886

4071

4256

4441

4626

4811

Flu

x th

erm

iqu

e

Tem

pér

atu

re

Temps

-9

-8

-7

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

2

0

100

200

300

400

500

600

118

637

155

674

192

611

1112

9614

8116

6618

5120

3622

2124

0625

9127

7629

6131

4633

3135

1637

0138

8640

7142

5644

4146

2648

11

Flu

x th

erm

iqu

e

Tem

pér

atu

re

Temps

216

Titre : Etude de faisabilité de la micro-méthanisation par co-digestion à l’échelle des quartiers

Mots clés : méthanisation, déchets urbains, approche systémique, quartier, énergie durable

Résumé : Notre société évolue constamment

et se positionne vis-à-vis du monde qui

l’entoure. Cette évolution la pousse à se

réorganiser atour d’énergie provenant de source

locale et renouvelable. Pour ces raisons, il

semble pertinent de concevoir une évolution

possible de la méthanisation par des unités

localisées. On parle alors de micro

méthanisation à l’échelle urbaine. La rédaction

de cette thèse a ainsi eu pour objectif d’apporter

des éléments de réponse quant à la question de

la faisabilité d’intégrée cette micro-

méthanisation dans des quartiers. Pour cela, il a

été réalisé : i) Une analyse des retours

d’expérience issus de villes porteuses de projet

de méthanisation urbaine. ii) Une approche

expérimentale, dans le but d’obtenir un

processus de méthanisation des déchets

urbains à l’échelle laboratoire.

iii) Ces données d’entrée ont ensuite

permis l’établissement d’un modèle de

valorisation des déchets dans un quartier.

Ces résultats mettent en avant la nécessité

d’une approche systémique afin de pouvoir

intégrer la méthanisation dans un quartier.

Ils permettent de plus, de recommander

l’utilisation de certains procédés et l’emploie

de déchets, afin d’améliorer la mise en

œuvre du processus dans l’espace urbain.

Dans des conditions définies la

méthanisation urbains est possible et stable

dans le temps. De plus, le bilan énergétique

s’avère bénéfique pour le quartier. On note

que l’énergie ainsi produite, l’est

majoritairement sous forme de chaleur ce

qui met en avant l’intérêt d’un processus

intégré, proche des habitations.

Title : Feasibility study of micro-anaerobic digestion by co-digestion at the district level

Keywords : anaerobic digestion, urban waste, systemic approach , district, sustainable energy

Abstract : Our society is constantly evolving

and positioning itself in relation to the world

around it. This evolution pushes it to reorganize

itself around energy from local and more

renewable sources. For these reasons, it seems

appropriate to design a possible evolution of

anaerobic digestion (AD) by localized units. This

is referred to a micro-AD at urban scale. The

purpose of this thesis was to provide some

answers to the question of the feasibility of

integrating this micro-AD into a neighbourhood.

To this end, it was carried out: i) An analysis of

feedback from cities with urban AD projects. ii)

An experimental approach, with the aim of

obtaining a stable AD process of urban waste at

laboratory scale.

iii) These input data then made it possible

to establish a waste recovery model in a

district.

These results highlight the need for a

systemic approach in order to be able to

integrate AD in a neighbourhood. They also

make it possible to recommend processes

and wastes, in order to improve the

implementation of the process in urban

areas. Under defined conditions, urban AD

is possible and stable over time. In addition,

the energy balance is beneficial for the

district. It should be noted that the energy

thus produced is mainly in the form of heat,

which highlights the importance of an

integrated process, close to homes.